Miljø- og Fødevareudvalget 2017-18
MOF Alm.del Bilag 35
Offentligt
1828811_0001.png
Miljø- og Fødevareudvalget 2017-18
MOF Alm.del Bilag 35
Offentligt
International evaluering af de danske
havmodeller
Foretaget af panelet af internationale eksperter
10. oktober 2017
Implement Consulting Group
Strandvejen 54
2900 Hellerup
Tel +45 4586 7900
Email [email protected]
Implementconsultinggroup.com
CVR 32767788
Bank 4845-3450018236
SWIFT DABADKKK
Iban
DK3030003450018236
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0002.png
Indholdsfortegnelse
1.
Indledning ............................................................................................................ 1
1.1 Evalueringens formål og fokus..................................................................... 2
1.2 Evalueringens grundlag og forløb ................................................................ 3
1.3 Evalueringsrapportens indhold og struktur ................................................... 6
1.4 Fremtidig udvikling efter evalueringen ........................................................ 6
2.
Overensstemmelse med vandrammedirektivet .................................................... 8
2.1 Referenceforhold og fastlæggelse af grænser ............................................. 8
2.2 Valg af indikatorer ........................................................................................ 9
2.3 Interkalibrering ............................................................................................. 10
2.4
“Én ude, alle ude”
....................................................................................... 11
2.5 Andre stressfaktorer i økosystemet ............................................................ 11
3.
Kystvandstypologi .............................................................................................. 13
3.1 Den grundlæggende ide bag typologi ......................................................... 13
3.2 Den danske typologi ................................................................................... 13
3.3 Den danske typologis egnethed .................................................................. 14
3.4 Det danske moniteringsprograms egnethed ............................................... 14
3.5 Forslag til en ændret tilgang ....................................................................... 15
3.6 Blik mod udlandet ...................................................................................... 15
4.
Anvendelsen af søgræs og Kd som miljøindikatorer ........................................... 16
4.1
Kd som en indikator for det biologiske element “bentisk vegetation,
makroalger og angiospermae”
16
4.2 Andre indikatorer anvendt i den statistiske model ....................................... 19
5.
Fokus på kvælstof contra fosfor.......................................................................... 21
5.1 Fosforbegrænsning .................................................................................... 21
5.2 Behandling af kvælstof og fosfor i den videnskabelige dokumentationsrapport
.................................................................................................................... 21
5.3 Mulige forvaltningsimplikationer .................................................................. 22
5.4 Sæsonmæssige udsving .............................................................................. 23
6.
Statistisk modellering.......................................................................................... 24
6.1 Udformning .................................................................................................. 24
6.2 Panelets evaluering af den grundlæggende modeludformning ................... 25
6.3 Panelets evaluering af resultaterne af den statistiske model ...................... 26
7.
Mekanistisk modellering ..................................................................................... 27
7.1 Modellerne .................................................................................................. 27
7.2 Modeludformning, kalibrering og validering ................................................ 28
1
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
7.3 Validering
......................................................................................
28
7.4 Simulering af referenceforhold
...........................................................
29
7.5 Scenarier og fastlæggelse af
årsagssammenhænge
..............................
30
7.6 Konklusion på de mekanistiske modeller
.............................................
31
8.
Beregningsprocedurer til at vurdere målbelastninger ud fra modelresultater
............................................................................................................................ 32
8.1 Trin i beregningen af mål og målbelastninger
.......................................
32
8.2
Gennemsnitsberegning og “sammenlægningsaspekter” i proceduren
.......
33
8.3 Konceptuelle forskelle mellem modelltilgange
......................................
35
8.4
9.
Metamodeller............................................................................ 36
.............
37
Evaluering af målbelastningsresultater
.......................................................
37
9.1 De generelle danske målbelastninger i en international kontekst
9.2 Historiske vilkår som grundlag for målsætning
......................................
37
9.3 Klimaforandringers betydning for mål og målbelastninger
.......................
38
9.4 Typologiens relevans for målbelastninger
............................................
39
9.5 Indikatorvalgets relevans for målbelastninger
.......................................
39
9.6 Modelkvalitetens og modeltilgangens relevans for målbelastninger
..........
39
9.7 Konklusion og perspektiver
...............................................................
40
10.
11.
Samlet vurdering og konklusioner ................................................... 41
Anbefalinger til det videre arbejde .................................................. 43
12. Liste over henvisninger
...........................................................................
45
2
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1.
Indledning
Denne rapport indeholder en videnskabelig vurdering af den danske forvaltning af
kystvande med henblik på gennemførelse af det europæiske vandrammedirektiv
(VRD) i Danmark. Partierne bag aftalen om Fødevare- og landbrugspakken (22.
december 2015) har besluttet at evaluere de modelværktøjer (belastningsmodeller),
som anvendes til at beregne indsatskravene til nedbringelse af udledningen af
kvælstof fra land i de danske vandområdeplaner. Resultaterne af evalueringen vil
blive anvendt til udvikling og anvendelse af modellerne i 3. generation af
vandplanerne, som er gyldige for 2021-2027.
Opgavebeskrivelse fra Miljø- og Fødevareministeriet
I overensstemmelse med EU’s vandrammedirektiv har Danmark udarbejdet
vandområdeplaner, der definerer en strategi til at forbedre og sikre, at kystvande, søer,
vandløb og grundvande opfylder kravene til god økologisk tilstand i direktivet. Hvad
angår danske kystvande har man vurderet, at nedbringelse af kvælstofudledning er det
primære spørgsmål, hvis målene for god økologisk tilstand i kystvande skal opfyldes.
Der er på den baggrund medtaget indsatsforanstaltninger i 2015-2021
vandområdeplanerne for yderligere at kunne begrænse kvælstofudledningen til
kystvande, svarende til omtrent halvdelen af det samlede anslåede reduktionsbehov.
Det er evalueringspanelets opgave at gennemføre en grundig evaluering af de
marine modelværktøjer, som ligger til grund for indsatskravene til nedbringelse af
udledningen af landbaseret kvælstof
(N) i de danske vandområdeplaner med hensyn til betydningen af kvælstof og andre
relevante presfaktorer såsom fosfor, fiskeri etc. Evalueringspanelet skal især:
i.
Evaluere anvendelsen af modeller til fastsættelse af typespecifikke
referenceværdier (i henhold til det europæiske vandrammedirektivs bilag II)
for vandkvalitetselementet fytoplankton (klorofyl).
ii.
Evaluere anvendelsen af modeller til at fastlægge miljømålene (den maksimalt
tilladte tilførsel af kvælstof (målbelastningen)) og indsatsbehovene for at opnå
god miljømæssig tilstand samt evaluere forskelle og ligheder mellem
anvendelsen af forskellige metoder og modeltyper på kystvande med
forskellig typologi.
iii.
Evaluere de estimerede kvælstofmålbelastninger og indsatsbehov i de danske
vandområdeplaner og evaluere metoden til at fastlægge den danske andel af
det samlede indsatsbehov. Hvordan er den aktuelle miljøtilstand i de danske
kystvande bestemt af udledning af kvælstof fra danske landområder i forhold til
andre belastninger såsom kvælstof, der frigøres fra sedimenter, og
kvælstofbelastninger fra afvandingsområder i nabolandene og luftbåren
kvælstofdeposition (den danske andel af det samlede indsatsbehov i relation til
kvælstof)?
Derudover forventes panelet at adressere tekniske spørgsmål og kommentarer fra
interessenterne.
Udvælgelse af eksperter
Det danske Miljø- og Fødevareministerium har været ansvarlig for udvælgelse af et
internationalt panel bestående af fem eksperter til gennemførelse af evalueringen.
Udvælgelsen af eksperter har fundet sted med udgangspunkt i en nomineringsproces,
hvor det danske Miljø- og Fødevareministerium har anmodet
vandforvaltningsmyndigheder i andre lande (Sverige, Finland, Polen, Tyskland,
Holland og England) og Det Europæiske Miljøagentur, Det Fælles Forskningscenter
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0005.png
(FFC) og Europa-Kommissionen (Generaldirektoratet for Miljø) om at nominere
eksperter til varetagelse af evalueringen. Det fremgik af anmodningen, at de
nominerede skulle besidde ekspertviden på følgende områder: marin økologi, marine
økosystemmodeller, statistiske metoder og erfaring med marinforvaltning i relation til
vandrammedirektivet.
Anmodningen fra ministeriet resulterede i nominering af 14 eksperter, hvoraf 9
eksperter efterfølgende gav udtryk for interesse i at deltage i et ekspertpanel. Af disse
udvalgte ministeriet følgende fem eksperter til at foretage evalueringen:
Professor Peter Herman, Deltares, Institut for anvendt forskning på området
for vand og undergrund, Holland.
Professor Alice Newton, NILU
–
Norsk institut for luftforskning
Professor Gerald Schernewski, Leibniz-instituttet for
Østersøforskning,
Warnemünde
Direktør Bo Gustafsson, Baltic Nest Institute (BNI), Stockholm
Universitet, Sverige
Seniorforsker Olli Malve, det Finske Miljøinstitut SYKE
Professor Peter Herman er udpeget til formand for panelet
De fem eksperter blev udvalgt efter en vurdering af deres kvalifikationer hvad angår
erfaring med og kompetencer inden for følgende fagområder:
marin
økologi/kystøkologi,
udarbejdelse af modeller for kystøkosystemer, brug af statistik inden for miljøvidenskab
og
erfaring med marinforvaltning i relation til gennemførelse af vandrammedirektivet.
1.1
Evalueringens formål og fokus
Dette afsnit præsenterer evalueringens formål og fokus ifølge det internationale panel
(herefter benævnt panelet) og kan derfor ses som panelets håndtering af
opgavebeskrivelsen i afsnit 1.1 i praksis.
Evalueringens primære formål
Evalueringens primære formål er at vurdere, om havmodeller
–
som de er
præsenteret i den videnskabelige dokumentationsrapport og kommenteret af
forskerne og interessenterne
–
tilvejebringer solid og robust videnskabelig
dokumentation for, at de foreslåede reduktioner i landbaserede
kvælstofudledninger vil være både nødvendige og tilstrækkelige til at opnå god
økologisk tilstand iht. vandrammedirektivet.
Ved “solid” forstår panelet baseret på international videnskabelig litteratur,
veludført, troværdig
Ved “robust” forstår panelet ikke i for høj grad afhængig af vilkårlige detaljer,
pålidelig og med acceptabel præcision
Ved “nødvendige” forstår panelet, at målene ikke ville være nået, hvis der
blev udført mindre
Ved “tilstrækkelige” forstår panelet, at der er
en høj sandsynlighed for at
nå målene ved at føre planerne ud i livet
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0006.png
Evalueringen vedrører modelværktøjerne (belastningsmodeller), som udgør grundlaget
for indsatskravene til nedbringelse af udledningen af landbaseret kvælstof i de danske
vandområdeplaner. Evalueringsresultaterne vil indgå i beregningen af kravene til
kvælstofindsatsen for kystområder i
tredje
generation af vandplanerne, som er gyldige i
2021-2027.
Evalueringen besvarer spørgsmål i relation til punkterne (i)-(iii) i opgavebeskrivelsen
ovenfor og fokuserer derfor på det videnskabelige grundlag for planerne, særligt
modelværktøjerne. Evalueringen skal tage højde for de internationalt aftalte mål for
opnåelse af god økologisk tilstand i vandrammedirektivet. På basis heraf har panelet
defineret evalueringens formål og fokus, som fremgår af tekstfeltet ovenfor.
Evalueringsomfanget omfatter ikke andre modeller end havmodellerne og andre
miljømål end dem, der gælder kystområder. Evalueringsomfanget omfatter ikke de
samfundsmæssige omkostninger og fordele ved de foranstaltninger, som er
nødvendige for at opfylde miljømålene.
1.2
Evalueringens grundlag og forløb
Grundlag for evalueringen
Panelets endelige evaluering er baseret på følgende materialer:
Den videnskabelige dokumentationsrapport udarbejdet af Aarhus Universitet
(DCE) og DHI i juni 2017, som dokumenterer de modelværktøjer og de
beregnede målbelastninger, som blev udviklet for ministeriet i perioden
2013-2015.
Spørgsmål og kommentarer fra interessenter til den videnskabelige
dokumentationsrapport (se bilag 1 i evalueringsrapporten)
Forskernes svar på spørgsmål og kommentarer formuleret af panelet, efter at
medlemmerne af panelet har læst og overvejet rapporten, samt spørgsmål og
kommentarer fra interessenterne (se bilag 2a og 2b i evalueringsrapporten).
Svar fra panelet på, hvordan de har taget højde for hvert af de tekniske
spørgsmål og kommentarer fra interessenterne (se bilag 3 i
evalueringsrapporten).
Udvalgt baggrundsmateriale, som forskere, interessenter og panel henviser til
Tiltag til at sikre uafhængighed i processen
Det anses som afgørende, at evalueringen af de danske havmodeller gennemføres af
uafhængige forskere. For at garantere uafhængighed blev det besluttet, at Miljø- og
Fødevareministeriet, forskerne fra AU og DHI og interessenterne skulle holde sig på
afstand af panelet (i henhold til armslængdeprincippet) under hele evalueringsforløbet.
Ministeriet udpegede Implement Consulting Group (Implement) til at facilitere
processen.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0007.png
Figur 1. Kommunikationsmodel
Som det fremgår af ovenstående blev kommunikationsmodellen designet til at facilitere
en dialog efter armslængdeprincippet mellem de involverede parter og til at fremme et
transparent kommunikationsflow. Implement har været forbindelsesleddet mellem
panelet, interessenterne og forskerne. Ud over at facilitere og forberede den afsluttende
skriveworkshop har Implements primære rolle derfor været at sørge for rettidig
kommunikation og formidling af relevant materiale og information mellem parterne.
Evalueringsprocessen
Evalueringsprocessen blev indledt i juni 2017. Den udmøntede sig i en
evalueringsrapport den 19. september, som blev udarbejdet efter en skriveworkshop i
Helsingør den 11.-15. september. Efter høringsprocessen mellem den 19. september
og den 2. oktober blev der foretaget mindre rettelser i den endelige rapport, som blev
færdiggjort den 10. oktober.
Teksten og handlingsplanen nedenfor giver et mere detaljeret overblik over
evalueringsprocessen.
Interessenterne fra Blåt Fremdriftsforum, forskerne fra AU og DHI samt panelet blev
indledningsvist inviteret til at deltage i særskilte møder, hvor Implement beskrev
evalueringsprocessen. På møderne præsenteredes handlingsplanen og en
kommunikationsmodel for at sikre, at alle parter var grundigt informerede om de
praktiske aspekter, vigtige deadlines og regler for kommunikationen. Processen frem
mod den afsluttende evalueringsworkshop forløb derefter på følgende måde for de
respektive parter:
Interessenternemodtog den 6. juni den videnskabelige dokumentationsrapport
udarbejdet af forskerne fra AU og DHI og havde mulighed for at formulere
spørgsmål og kommentarer til rapporten indtil den 4. juli. Kommentarer og
spørgsmål skulle opføres i en tabel, som var specifikt udarbejdet til formålet og
fulgte rapportens struktur. Implement etablerede en “hotline” til spørgsmål
vedrørende praktiske aspekter af formulering og afgivelse af spørgsmål og
kommentarer. Interessenterne afgav deres spørgsmål og kommentarer den 4.
juli, og Implement videresendte alle disse til panelet den 6. juli. Interessenterne
blev inviteret til at deltage i et møde med panelet arrangeret af ministeriet i
Helsingør den 11. september under skriveworkshoppen for at kunne
opsummere deres primære synspunkter for panelet.
Panelet modtog den videnskabelige dokumentationsrapport på samme tid
som interessenterne, nemlig den 6. juni. Implement afholdt et par statusmøder
med panelet i juni og begyndelsen af juli, da kommentarer og spørgsmål fra
interessenterne blev videresendt til panelet den 6. juli. Efter at have læst den
videnskabelige dokumentationsrapport og interessenternes spørgsmål og
kommentarer formulerede panelet i fællesskab spørgsmål til
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0008.png
de danske forskere, som Implement fremsendte til dem den 15. august.
Forskerne fra AU og DHI besvarede disse spørgsmål den 4. september, så
panelet kunne tage højde for svarene i deres evaluering. Implement afholdt
løbende i august statusmøder med panelet for at monitorere fremdriften og
forberede skriveworkshoppen i Helsingør.
Forskerne fra AU og DHI udarbejdede den videnskabelige
dokumentationsrapport, som Implement videresendte til interessenterne og
panelet. Forskerne modtog til orientering kommentarer og spørgsmål fra
interessenterne den 6. juli. Som det fremgår ovenfor modtog forskerne
spørgsmål fra panelet og besvarede disse den 4. september. Undervejs i
skriveworkshoppen fra den 11. til den 15. september besvarede forskerne et
begrænset antal yderligere spørgsmål fra panelet.
Miljø- og Fødevareministeriethar ikke været direkte involveret i
evalueringsprocessen på grund af armslængdeprincippet. Implement har
lejlighedsvis informeret ministeriet om udviklingen i evalueringen, og parterne
har haft en dialog om de praktiske aspekter af skriveseminaret i Helsingør. Der
var repræsentanter fra ministeriet til stede på mødet mellem interessenterne
og panelet i Helsingør den 11. september.
Herefter udarbejdede panelet evalueringsrapporten, som blev faciliteret af Implement
ved en afsluttende skriveworkshop i Helsingør mellem den 11. og den 15. september.
Evalueringsrapporten blev redigeret og indgivet til høring den 19. september.
Høringen af evalueringsrapporten blandt interessenter fra Blåt Fremdriftsforum og
forskerne fra AU og DHI fandt sted mellem den 19. september og den 2. oktober.
Figur 2. Handlingsplan for evalueringsprocessen
Efter høringsprocessen offentliggøres evalueringsrapporten af Miljø- og
Fødevareministeriet inklusive bilag indeholdende høringskommentarer og
panelets svar. Handlingsplanen ovenfor gennemgår hele evalueringsprocessen.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1.3
Evalueringsrapportens indhold og struktur
Evalueringsrapporten er opdelt i et antal temaer, som evalueringspanelet vurderede
som de vigtigste i forhold til at dække emnerne som fastlagt i mandatet og forfølge
evalueringens målsætning. De primære temaer er ifølge panelet dem, der fremgår af
kapitel 2-9 i evalueringsrapporten, som har følgende struktur:
Indledning (kapitel 1)
Overensstemmelse med vandrammedirektivet (kapitel 2)
Kystvandstypologi (kapitel 3)
Anvendelsen af søgræs og Kd som miljøindikatorer (kapitel 4)
Fokus på kvælstof contra fosfor (kapitel 5)
Statistisk modellering (kapitel 6)
Mekanistisk modellering (kapitel 7)
Beregningsprocedurer til at vurdere højst tilladt tilførsel ud fra
modelresultater (kapitel 8)
Evaluering af målbelastningsresultater (kapitel 9)
Samlet vurdering og konklusioner (kapitel 10)
Anbefalinger til det videre arbejde (kapitel 11)
Ved at gennemgå de vigtigste temaer og drøfte de primære problemer inden for hvert
enkelt tema, fokuserer panelets gennemgang på, om den videnskabelige
dokumentationsrapport løser disse problemer i tilstrækkelig høj grad
–
i stedet for at
gennemgå detaljerne i rapporten kapitel for kapitel.
Det betyder, at panelets gennemgang primært fokuserer på at undersøge mulige
svagheder i den overordnede modelleringstilgang, som anvendes af forskerne fra
Aarhus Universitet (DCE) og DHI. Gennemgangen indeholder dog konklusioner
vedrørende både styrker og svagheder ved tilgangen, og kritiske bemærkninger bør ses
inden for rammerne af den samlede vurdering, som beskrives i kapitel 10.
Efter de tematiske kapitler indeholder evalueringen en samlet vurdering af den marine
modeltilgang og -rapport. Den afsluttende vurdering giver svar på det centrale
spørgsmål om, hvorvidt modeltilgangen og -rapporten tilvejebringer solid og robust
videnskabelig dokumentation for, at de foreslåede reduktioner i landbaserede
kvælstofudledninger vil være både nødvendige og tilstrækkelige til at opnå god
økologisk tilstand iht. vandrammedirektivet. Herudover besvarer vurderingen andre
spørgsmål med relation til det fastlagte mandat.
Endelig indeholder vurderingen anbefalinger til, hvordan de danske havmodeller kan
forbedres i fremtiden. Der lægges vægt på forbedringer, som kan foretages inden for
en rimelig tidsramme og uden omfattende investeringer.
1.4 Udvikling efter evalueringen
Når forskerne har foretaget modeljusteringerne, opfordres de til at offentliggøre deres
arbejde i fagfællebedømte tidsskrifter med henblik på at vise den danske lederrolle på
dette område.
Forskernes arbejde er udført over årtier og en række forskellige administrationer.
Denne “organiske” proces har givet anledning til adskillige interaktioner mellem forskere
og myndigheder. For at undgå forvirring og misforståelser
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
bør mandatet, omfanget af de af ministeriet definerede opgaver og aftalerne
vedrørende valg,
f.eks. de anvendte indikatorer, være veldefinerede. Det kan være vigtigt for den
fremtidige politiske proces, men har ikke været genstand for panelets undersøgelse.
Panelet håber, at den opmærksomhed, som interessenternes synspunkter har fået,
og svarene fra forskerne under den videnskabelige undersøgelse af den
videnskabelige dokumentationsrapport vil medvirke til at skabe tillid mellem
parterne og bidrage til et vellykket resultat.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
2. Overensstemmelse med
vandrammedirektivet
Dette kapitel beskæftiger sig med, om den videnskabelige dokumentationsrapport
overholder Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2000/60/EF, almindeligvis kendt
som vandrammedirektivet (VRD). Det beskæftiger sig også med nogle af
interessenternes overvejelser og spørgsmål. I dette kapitel fokuserer vi på følgende
generelle spørgsmål vedrørende overensstemmelse med vandrammedirektivet:
Stemmer proceduren for opstilling af de typespecifikke
referenceforhold overens med VRD?
Stemmer de valgte indikatorer overens med VRD?
Er indikatorerne interkalibrerede?
Er princippet om “én ude, alle ude” overholdt?
Spørgsmålene danner grundlag for kapitlets delafsnit. Kapitlet beskæftiger sig også
med, om der er taget højde for alle relevante stressfaktorer.
Europa-Parlamentet og Rådet vedtog den 23. oktober 2000 Fællesskabets vandpolitik
som et integreret EU-direktiv 2000/60/EF, der almindeligvis kaldes vandrammedirektivet
(VRD). Det blev offentliggjort i EF-Tidende (OJ L 327) den 22. december 2000 og blev
ligeledes vedtaget af medlemsstaterne (MS). Direktivet blev vedtaget som national
lovgivning i Danmark i 2003.
Artikel 1 fremfører: ”Direktivets formål er at fastlægge en ramme for beskyttelse af
vandløb og
søer, overgangsvande, kystvande og grundvand”. Præambel 26 i
VRD angiver, at
”medlemsstaterne skal tilstræbe at opfylde målet om at opnå i det mindste god
vandkvalitetstilstand ved at definere og iværksætte de nødvendige foranstaltninger
inden for rammerne af integrerede indsatsprogrammer, idet der tages højde for
eksisterende EU-krav”.
Artikel 4 introducerer konceptet om vandområdeplaner som
afgørende for “at gøre indsatsprogrammerne operationelle”, og disse beskrives
nærmere i artikel 13. Vandområdeplaner er et enhedssystem til vandforvaltning pr.
vandområde, dvs. de naturlige geografiske og hydrologiske enheder, i stedet for i
henhold til administrative eller politiske rammer.
Rapporten “Development of models and methods to support the establishment of the
Danish River Management Plans”, som vi henviser til som den
videnskabelige
dokumentationsrapport, bidrager til gennemførelsen af VRD med henblik på at bevare
eller opnå god økologisk tilstand i danske kystvande. Derfor er det værdifuldt og vigtigt
at evaluere, om metodologien og resultaterne stemmer overens med
vandrammedirektivet.
2.1 Referenceforhold og fastlæggelse af grænser
Bilag II i vandrammedirektivet (afsnit 1.1) beskæftiger sig med karakterisering af typer
af overfladevandområder. Først skal vandområderne placeres i en af
overfladevandkategorierne: vandløb, søer, overgangsvande eller kystvande. En anden
mulig kategori er kunstige eller stærkt modificerede vandområder.
Herefter anfører vandrammedirektivet, at vandområderne skal kategoriseres efter type.
Danmark har slået overgangsvande sammen med kystvande, og der er således ikke
behov for fisk som et biologisk kvalitetselement
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0012.png
. Danmark har 119 marine vandområder
1
. De er kategoriseret i seks åbne
vandområdetyper og 12 fjordtyper, som alle er omfattet af kystvande i henhold til en
rapport af Dahl et al (2005). I kapitel 3 drøfter vi yderligere implikationer og
konsekvenser ved denne typologi. Vi bemærker, at forskernes svar til panelet angiver,
at der er et projektforslag om en “opdatering af den anvendte typologi i retning mod
RBMP 2021-2027”.
Bilag II i vandrammedirektivet (afsnit 1.3) beskriver proceduren for “fastlæggelse af
typespecifikke referenceforhold for typer af overfladevandområder”. Typespecifikke
referenceforhold kan enten baseres på faktiske forhold på lokaliteten eller andre steder
eller på modeller eller på en kombination af disse metoder. Hvor sådanne metoder ikke
kan anvendes, kan medlemsstaterne fastlægge de nævnte forhold ved ekspertskøn.
Den danske tilgang bygger på modellering og et 1900-basisniveau, da der ikke findes
uberørte økosystemer, som kan anvendes som reference. Denne tilgang er
relevant/passende, lever op til vandrammedirektivet og er bedre end blot at anvende
ekspertskøn.
God økologisk tilstand ligger på grænsen mellem “høj/god” og “god/moderat” tilstand.
Forholdet mellem referenceforhold, grænser og god økologisk tilstand fremgår af figur
3. Fastlæggelse af referenceforhold og grænser, især grænsen til god/moderat, er
vigtig. Det afgør, om der er behov for forvaltningsforanstaltninger. Klassificering under
god/moderat tilstand kræver iværksættelse af forvaltningsforanstaltninger.
Figur 3. Forholdet mellem referenceforhold, grænser og god økologisk tilstand
Målværdier skal falde i det grønne område (god økologisk tilstand).
2.2 Valg af indikatorer
Bilag V i vandrammedirektivet beskriver kvalitetselementerne for klassificering af
økologisk tilstand for kystvande (1.1.4). God økologisk tilstand er en vurdering baseret
på en kombination af biologiske kvalitetselementer (f.eks. fytoplankton, anden akvatisk
flora og bentisk invertebratfauna), hydromorfologiske elementer (f.eks. bundforhold
(struktur og substrat), tidevandsregime), kemiske og fysisk-kemiske elementer (f.eks.
sigtbarhed, iltforhold, næringsstofforhold).
De indikatorer, som er valgt i den danske vandområdeplan er klorofyl a, Kd og et
bentisk indeks og en række sekundære indikatorer i statistisk modeltilgange (se kapitel
4 i denne evalueringsrapport). Danmark har ikke kategoriseret overgangsvande som en
separat kategori, og der er derfor ikke behov for at indregne fisk som et biologisk
kvalitetselement. Klorofyl a er en repræsentant for fytoplankton biomasse og er
interkalibreret (se 2.3 nedenfor). Kd er et mål for svækkelse/dæmpning, dvs. et
indirekte mål for vækstforhold for bentiske planter og alger. Det er således ikke en
direkte indikator for akvatisk flora (ålegræs), men snarere en lyskontrol i forhold til
udbredelsen af ålegræs. Herudover er Kd ikke uafhængig af klorofyl a, da
fytoplanktonceller bidrager til lysdæmpning og nedsat sigtbarhed. Kd er ikke
1
Videnskabelig dokumentationsrapport, afsnit 3.1, p. 14, Bek.nr. 837 2016
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0013.png
interkalibreret, selvom dybdegrænsen for ålegræs, som den er et alternativ for, er (se
2.3 nedenfor). Det danske bentiske indeks omhandler det biologiske kvalitetselement
bentiske invertebrater. Klorofyl a var den indikator, der blev valgt med henblik på
interkalibrering af vandrammedirektivet, som Danmark deltog i. De evaluerede marine
modeller tog kun højde for indikatorer for de fysisk-kemiske elementers iltforhold og
næringsstofforhold i den statistiske modellering.
De fleste beregninger i modellen er udelukkende baseret på klorofyl a og Kd
med henblik på at udlede kvælstofmålene
Desuden er valget af Kd som en indikator for akvatisk vegetation under vand
(ålegræs) muligvis utilstrækkeligt (kapitel 4)
Inddragelsen af andre indikatorer i løbet af processen og modelleringen
(iltforhold og næringsstofbegrænsning) behandles også i kapitel 4
2.3 Interkalibrering
Der har eksisteret en fælles gennemførelsesstrategi (CIS) siden 2001, der bringer de
parter sammen, som er involveret i implementeringen af vandrammedirektivet, dvs.
nationale eksperter, interessenter og Kommissionen. Undervejs i processen blev der
fremstillet en række vejledninger og CIS tematiske informationsark. Disse er ikke
juridisk bindende, men indeholder primært teknisk rådgivning til
implementeringsprocessen.
Vandrammedirektivet stiller krav om harmonisering af de nationale klassifikationer af
god økologisk tilstand ved hjælp af en interkalibrering, Birk et al (2013). Hermed skal
det sikres, at tilgrænsende vandområder klassificeres på forskellig måde. Der blev
gennemført interkalibrerering af medlemsstater, som deler typologi og
grænseoverskridende vandområder. I Danmarks tilfælde var de delte vandtyper NEA
1/26C: NEA 8B og BC 6. Disse forklares i Tabel 1.
Tabel 1. Fælles typologier interkalibreret for klorofyl a med Tyskland og Sverige
Kode
NEA
1/26C
NEA 8B
BC 6
Vandtype
Det nordøstlige Atlanterhav, lukkede
havområder, ubeskyttede eller beskyttede,
delvist stratificeret
Det nordøstlige Atlanterhav Kattegat kystvande
Østersøkysten
(SW)
Delt
med
DE
SE
SE
Interkalibrering
Interkalibreret
Interkalibreret
Interkalibreret
Som nævnt i 2.2 blev klorofyl a valgt som indikator til interkalibreringen af
vandrammedirektivet, som Danmark deltog i. Den overordnede status for interkalibrering
af de indikatorer, der er anvendt i de danske marine modeller er følgende:
Klorofyl a er interkalibreret med SE og DE
Kd er ikke interkalibreret (bekræftet af forskerne fra Aarhus Universitet (DCE)
og DHI og Europa-Kommissionens Fælles Forskningscenter).
Ålegræsdybdegrænsen
er interkalibreret
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
2.4
“Én ude, alle ude”
Præambel 11 til vandrammedirektivet beskriver, at princippet er “baseret på
forsigtighedsprincippet og princippet om forebyggende indsats”. “Én ude, alle ude”-
princippet er et afgørende princip, som afspejler vandrammedirektivets tilgang til
beskyttelse af vandressourcer og tilknyttede akvatiske økosystemer. De
kvalitetselementer, som er omfattet af definitionen for økologisk tilstand, giver et
holistisk billede af kvaliteten af det akvatiske miljø. Den overordnede tilstand kan kun
være “god”, hvis alle de omfattede elementer i hvert fald har betegnelsen “god”. Det
sikrer, at der tages højde for alle de belastninger, som kan forringe vandets tilstand, og
er en garanti for direktivmålenes miljømæssige integritet.
Opnåede fremskridt i retning mod “god” tilstand
for vandområder kan dokumenteres
ved hjælp af indikatorer på individuelt kvalitetselementsniveau. Dette er dog ikke til
hinder for “én ude, alle ude”-princippet.
I gennemgangen af vandrammedirektivet i
2019 bliver der taget højde for resultaterne af anden generation af
vandområdeplanerne. Korrekt implementering af nitratdirektivet, som er en
grundlæggende målestok i vandrammedirektivet, er nødvendig for at opfylde målene i
vandrammedirektivet. Det vil dog i mange tilfælde ikke være tilstrækkeligt, og
medlemsstaterne vil være nødt til at iværksætte supplerende foranstaltninger for at
sikre opfyldelse af målene i vandrammedirektivet.
På basis af “én ude, alle ude”-princippet
bør indikatorerne for forskellige
kvalitetselementer vurderes individuelt. Hvis et element er klassificeret som værende
under grænsen for god/moderat, er det nødvendigt at træffe
forvaltningsforanstaltninger. Dette opererede den videnskabelige
dokumentationsrapport som bekræftet af forskerne ikke med i deres svar på panelets
spørgsmål. Der redegøres for forskellige sammenlægningsmetoder og deres
virkninger i både vandrammedirektivet og havstrategirammedirektivet i Borja et al
(2014). Vi diskuterer desuden “én ude, alle ude”-princippet
i relation til indikatorer i
kapitel 4 og i relation til beregningsprocedurer i kapitel 8.
2.5 Andre stressfaktorer i økosystemet
Cloern beskriver i sin velkendte redegørelse af eutrofieringsproblemer (2001), hvordan
synet på eutrofieringsproblemer har udviklet sig fra at se næringsstofberigelse som et
enkeltstående problem til at fokusere på interaktionerne mellem mange stressfaktorer,
systemernes fysik og hydrografi, og eutrofiering. Han plæderer for integrerede
modeller og værktøjer, som beskriver, hvordan næringsstofberigelse modulerer
økosystemernes reaktion på andre stressfaktorer, såsom kemisk forurening,
indførelse af invasive arter, habitatændringer, belastning ved fiskeri og lignende i
vandområdets fysiske tilstand. De forskellige stressfaktorer bør ikke anses som
additive faktorer, hvor man fra et forvaltningsmæssigt perspektiv har mulighed for at
vælge at reducere et hvilket som helst af disse stressfaktorer og opnå en tilsvarende
forbedringsprocent i økosystemets reaktion.
Det vil for eksempel have ganske ringe effekt at genskabe den fysiske habitatkvalitet,
hvis eutrofiering giver iltproblemer, lav vandgennemsigtighed eller lav
fytoplanktonkvalitet på grund af interaktioner mellem årsagsfaktoren “fysisk struktur” og
eutrofiering. Omvendt vil afhjælpning af eutrofieringsproblemer muligvis ikke være
tilstrækkeligt til at forbedre den økologiske kvalitet, hvis der er behov for yderligere
handling i forhold til andre stressfaktorer.
I mange spørgsmål og kommentarer fra interessenterne blev der henvist til rapporten
af Andersen et al (2017), som opremser mange stressfaktorer på det marine
økosystem og ved hjælp af en særlig vægtning konkluderer på en samlet procentdel
stress på grund af næringsstofbelastning. Man kunne argumentere for, at dette
dokumenterer, at der kan opnås tilsvarende forbedringer i den økologiske tilstand ved
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
at arbejde på andre stressfaktorer end næringsstofbelastningen, med her går man glip
af den afgørende pointe om, at virkningen af de forskellige stressfaktorer ikke er
additiv, og at den endelige reaktion fra økosystemet moduleres af interaktionen mellem
stressfaktorerne, ikke deres individuelle additive effekt. Panelet støtter det
grundlæggende syn på interaktion mellem stressfaktorer, og på
næringsstofbelastningens and eutrofierings afgørende rolle ved modulering af den
økologiske reaktion fra danske kystvande, som fremgår af den videnskabelige
dokumentationsrapport og i de modeller (særligt de mekanistiske modeller), der ligger
til grund for analyserne.
Dette grundlæggende syn på vigtigheden af vandkvaliteten som den primære
modulator til fremme af god økologisk tilstand er fuldt ud i overensstemmelse med
implementeringen af vandrammedirektivet og med anvendelsen af interkalibrerede
indikatorer som klorofyl a og mål for kemisk forurening som de primære mål for den
økologiske tilstand. Inddragelsen af disse i vandrammedirektivet byggede på
omfattende og dybdegående evaluering af relevant videnskabelig dokumentation.
Andre juridiske instrumenter, f.eks. havstrategirammedirektivet, anlægger en bredere
synsvinkel og medtager mere eksplicit andre stressfaktorer som invasive arter, søfart,
fiskeri og fysiske ændringer. Panelet er af den opfattelse, at disse aspekter absolut bør
medtages i et holistisk syn på genskabelse af god økologisk tilstand, men på ingen
måde reducerer det fokus, der skal være på at kontrollere næringsstofbelastninger som
en nødvendig forudsætning for at genskabe god økologisk tilstand.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
3. Kystvandstypologi
Den videnskabelige dokumentationsrapport anvender en modificeret dansk
kystvandstypologi som grundlag for beregning af referenceforhold og mål for for
kystvande og målbelastninger. Typologien er et afgørende element for alle
efterfølgende trin. I dette kapitel evaluerer panelet derfor typologiens egnethed,
analyserer mangler og kommer med forslag.
3.1 Den grundlæggende ide bag typologi
Bilag II i vandrammedirektivet gør rede for, hvordan typologi bør udføres, og opremser
de obligatoriske og fakultative faktorer, som kan anvendes (se kapitel 2 i denne
evaluering). De fleste medlemsstater i den Europæiske Union benytter det mest
specifikke system B. Ved denne tilgang er de fysiske og kemiske faktorer, som
karakteriserer kyst- og overgangsvande breddegrad, længdegrad, tidevandområde og
saltindhold som obligatoriske faktorer. Fakultative faktorer er strømhastighed,
bølgeeksponering, gennemsnitsvandtemperatur, blandingskarakteristika, turbiditet,
retentionstid, gennemsnitlig substratsammensætning og vandtemperaturområde.
Den fælles gennemførelsesstrategi (se kapitel 2) for vandrammedirektivet
(2000/60/EF): “Vejledning nr. 5” om “Overgangs-
og kystvande
–
typologi,
referenceforhold og klassifikationssystemer” indeholder detaljerede retningslinjer for
foretagelse af karakterisering af alle vandområder, kaldet typologi. Formålet er at
udarbejde en enkel fysisk typologi, som både er økologisk relevant og praktisk
gennemførlig. Det har til formål at forbinde lignende vandområder til én type med
henblik på at muliggøre fastlæggelse af typespecifikke referenceforhold. Vejledning nr.
5 anbefaler variationer af en række faktorer, som kan bruges i typologien.
Når vand er karakteriseret som overgangsvand eller kystvand, udvikler
medlemsstaterne en typologi for hver enkelt. Danmark har ligesom Tyskland valgt at
medtage fjordvand i kystvand, da alle parametre bortset fra dybden er de samme.
Hvorvidt en typologi adskiller overgangs- og kystvande eller slår dem sammen under
kystvande gør ingen forskel for beregningen af referenceforhold, mål og
målbelastninger. Det påvirker ikke nødvendigvis antal typer eller antal vandområder i et
land. I lyset af de stramme retningslinjer anså de fleste lande typologiudvikling som en
primært teknisk opgave.
3.2 Den danske typologi
I overensstemmelse med den fælles gennemførelsesstrategi for vandrammedirektivet
(2000/60/EF) opdelte Dahl et al (2005) de danske kystvande i 15 forskellige typer: 5
åbne vandtyper og 10 fjordtyper. Overgangsvande blev medtaget i typologien. Dahl et al
(2005) anfører, at “Det store antal typer afspejler
den kraftige saltgradient i området, men også at den fysiske
påvirkning af fjordene er meget forskelligartet”.
De nationale typologier i
Østersøregionen viser mange ligheder, og i en del tilfælde er kystvande og
overgangsvande lagt sammen til et system for at mindske kompleksiteten. Den danske
typologi er yderligere forenklet, og typer er lagt sammen i den videnskabelige
dokumentationsrapport. Formålet med denne forenkling er, at det er nødvendigt at
definere reference- og grænseværdier for mindre klorofyl a til god økologisk tilstand
(målværdier mellem høj-god og god-moderat tilstand).
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
Den fælles gennemførelsesstrategi for vandrammedirektivet (2000/60/EF) minder
medlemsstaterne om, at de, når de udvikler en typologi, bør være opmærksomme på
direktivets hovedformål, nemlig at etablere en ramme for beskyttelse af både
vandkvalitet og vandressourcer med henblik på at forhindre yderligere forringelse og
beskytte og forbedre økosystemer. Det understreges, at typologi er et værktøj til at
understøtte denne proces, og det anerkendes, “at et simpelt typologisystem skal
suppleres af mere komplekse referenceforhold, som dækker en række biologiske
forhold” (side 28). Det betyder, at det står hvert land frit at tilpasse typologien til egne
behov og detaljere den i ønsket grad.
3.3 Den danske typologis egnethed
Det væsentlige spørgsmål er, om typologien i den videnskabelige
dokumentationsrapport er tilstrækkeligt detaljeret til at muliggøre definition af pålidelige
reference- og målværdier for klorofyl a og de øvrige indikatorer i alle kystvande. Med
pålidelig menes, at disse værdier afspejler de økologiske forhold og egenskaber for alle
kystvande. Det er en forudsætning for at kunne definere målværdier, som muliggør
udledning af pålidelige målbelastninger for hvert enkelt vandområde. Det er det
generelle indtryk, at typologien muliggør udledning af passende målværdier og
målbelastninger for vandområder i havet med kraftig vandblanding. Det er en indikation
heraf, at de interkalibrerede værdier for klorofyl a med Tyskland og Sverige for havet og
de ydre kystvande stemmer godt overens med resultaterne i den videnskabelige
dokumentationsrapport (Schernewski et al, 2015). De sammenlignelige tyske klorofyl a-
målværdier for det åbne hav er generelt en anelse lavere, men giver mulighed for
harmonisering over grænserne.
Mange fjorde og bugter har samme klorofyl a-målkoncentration på 3,6 mg/m³, nemlig
Norsminde Fjord, Mariager Fjord (ydre), Nissum Bredning, Randers Fjord (ydre),
Horsens Fjord, Kolding Fjord, Vejle Fjord, Odense Fjord, Nyborg Fjord, Kerteminde
Fjord, Holckenhavn Fjord, Bredningen, Emtekær Nor, Nærå Strand, Nakkebølle
Fjord, Dalby Bugt, Karrebæk Fjord og Roskilde Fjord.
Den videnskabelige dokumentationsrapport og de supplerende datatabeller tilvejebragt
af rapportens forfattere viser, at vandområder med diverse karakteristika blot er
repræsenteret af én målværdi. Typologien er for simpel til at afspejle de enkelte
fjordområders specifikke karakteristika. Konsekvensen er en stor og ikke tilstrækkeligt
begrundet variation i den nødvendige reduktion af belastningen for hvert enkelt
vandområde. Det er panelets opfattelse, at den danske typologi ikke i tilstrækkelig grad
afspejler de mange danske fjorde og indre farvandes individuelle karakteristika.
Løsningen kunne være enten at underopdele typologien for disse økosystemer, idet
der tages højde for især vandudskiftningshastigheden og ferskvandsudledningen, eller
at udvikle individuelle klorofyl a-målværdier for hvert enkelt vandområde. Det kunne
den statistiske modellering, særligt når den udføres på tværs af vandområder, være et
fremragende udgangspunkt for.
3.4 Det danske moniteringsprograms egnethed
Det er en forudsætning for en mere præcis typologi for fjorde og indre kystvande, at
der eksisterer et velegnet og omfattende moniteringsprogram. Det aktuelle danske
moniteringsprogram, som er anvendt i den videnskabelige dokumentationsrapport,
omfatter flere end 90 stationer langs kysten og i havet. Det er meget omfattende og
synes at være godt afstemt efter kravene i VRD.
I alt adskilles 119 vandområder i Danmark. I nogle tilfælde er fjordsystemer opdelt i to
eller flere vandområder og er kun repræsenteret af en enkelt moniteringsstation.
Eksempler herpå er Mariager Fjord, Randers Fjord, Vejle Fjord og Flensborg Fjord. Det
betyder, at praktisk taget hvert enkelt vandområde eller geografisk forbundne gruppe af
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
vandområder (f.eks. en fjord) er repræsenteret af en moniteringsstation. Det er vigtigt,
da kun tilstedeværelsen af en moniteringsstation og regelmæssig dataindsamling giver
mulighed for at vurdere, om mål er nået eller ikke.
3.5 Forslag til en ændret tilgang
Et så omfattende moniteringsprogram giver ikke blot mulighed for at forfine typologien,
men muliggør også bestemmelse af individuelle klorofyl a reference- og målværdier for
hhv. hvert enkelt vandområde eller en geografisk forbundet gruppe af vandområder. Vi
anbefaler på det kraftigste at overveje denne tilgang, især hvis det er målet at beregne
så præcise og vandområdespecifikke målbelastninger som muligt. Danmark er et af de
få lande i Europa, som har de nødvendige data og modeller samt den nødvendige
ekspertise til rådighed for en så omfattende tilgang. Det skal undersøges nærmere, om
der vil være behov for yderligere moniteringsstationer, midlertidig dataindsamling på
nogle lokationer eller supplering af moniteringsprogrammet med telemåling. Det er ikke
muligt hverken at anvende metamodeller eller monitering af de anbefalede
foranstaltningers virkning uden et mindstemål af opfølgende handlinger i felten.
3.6 Blik mod udlandet
Der har fundet lignende drøftelser sted i Tyskland, og resultaterne har udmøntet sig i en
national rapport og en international udgivelse (Schernewski et al, 2015). Tyskland
foretog en omfattende gennemgang af alle tyske reference- og målværdier ved
Østersøen for næringsstoffer og klorofyl a. Drøftelserne i den relevante officielle
nationale arbejdsgruppe resulterede i, at særligt de forskellige fjorde og bugter har så
specifikke karakteristika og reaktioner, og at typespecifikke reference- og målværdier for
klorofyl a og næringsstoffer ville være for generelle. Som en konsekvens heraf er der
udviklet specifikke reference- og målværdier for klorofyl a og næringsstoffer for hvert
enkelt vandområde, hvilket har resulteret i 35 omfattende klorofyl a-reference- og
målværdier for den tyske del af Østersøen alene.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0019.png
4. Anvendelsen af søgræs og Kd
som miljøindikatorer
Anvendelsen af klorofyl a som en indikator for fytoplankton er udbredt og godkendt i
vandrammedirektivet. Indikatoren er interkalibreret mellem Danmark og nabolandene og
støttes fuldt ud af panelet. Vi vil i dette kapitel drøfte egnetheden af andre indikatorer. Vi
ser på anvendelsen af Kd som en indikator for akvatiske makrofyter og angiospermae,
og vil efterfølgende drøfte indikatorerne for iltsvind og næringsstofbegrænsning, som
anvendes i den statistiske modelleringstilgang. De centrale spørgsmål er, om disse
indikatorer er brugbare til at demonstrere vigtige økologiske kvalitetsaspekter, om de
kan relateres til næringsstoftilførsel, og om de skal være en del af den videnskabelige
modelleringstilgang.
4.1 Kd som en
indikator for det biologiske element “bentisk
vegetation, makroalger og angiospermae”
En af de tre primære indikatorer, som anvendes i vandrammedirektivet som mål for
god økologisk tilstand er status for akvatiske makrofyter og angiospermae. I de fleste
danske fjorde og farvande handler dette om ålegræs (Zostera
marina),
selvom det ikke
er den eneste optrædende type dækfrøede plante. Vandaks (Potamogeton -arter) og
Ruppia
kan dække store områder af nogle økosystemer og bør medtages som
“angiospermae/dækfrøede planter”. I de systemer, hvor dette sker (f.eks.
Odense Fjord), er det imidlertid stadig ålegræs, som dominerer de dybere (>1,5 m)
områder, og det er derfor fortsat den mest afgørende indikator. Panelet har ikke et
komplet overblik over situationen i alle de forskellige vandområder, men fremhæver den
generelle karakter af den nødvendige “angiospermae”-indikator,
således at den til tider i
hvert fald som udgangspunkt kan adskille sig fra den enkelte “Zostera
maksimumdybde”-indikator.
I den videnskabelige dokumentationsrapport og den underliggende modeludvikling
anvendes vandgennemsigtighed, udtrykt som lysekstinktionskoefficienten Kd (m
-1
), som
alternativ til dybdegrænsen for ålegræs. Dette er baseret på solid videnskabelig
dokumentation af, at ålegræs kræver en lysintensitet på bunden på mellem 10 og 20 %
af det indfaldende lys. Valget på 14 % er truffet på basis af denne litteratur og
områdespecifikke eksperimenter i danske vande, og er velbegrundet. Panelet påpeger
imidlertid, at den gennemsnitlige lysintensitet, som når bunden i et vandsystem på en
bestemt dybde, som følge af den ikke-lineære interaktion mellem lysintensitet og Kd og
på grund af tidsmæssig spredning i Kd, kan afvige væsentligt fra den lysintensitet, som
er beregnet på denne dybde ved hjælp af gennemsnits-Kd.
2
Som det tydeligt fremgår af rapporten, er vandgennemsigtighed en nødvendig men
utilstrækkelig betingelse for, at havgræs kan genetableres i disse fjordsystemer. Nylige
undersøgelser af havgræsformering og overlevelse af voksne havgræsplanter har peget
på faktorer som forstyrrende flydende alger, ophvirvling af fint materiale, forstyrrende
sandorm, herbicider og andet, der kan påvirke genoprettelsen (Flindt et al, 2016;
Kuusemäe et al, 2016; Canal-Verges et al, 2016). Det er sandsynligt, at selve
forekomsten af ålegræs spiller en rolle for disse forhold, ikke kun som en frøkilde, men
ved at opsamle og fastholde fint sedimentmateriale. Det fremgik af en generel
undersøgelse (van der Heide et al, 2011) og af et konkret genopretningstilfælde i
Nordamerika (Orth et al, 2012), at det kan føre til alternative stabile tilstande og en
markant ikke-lineær adfærd:
2
For eksempel hvis Kd har en lognormal fordeling med en logaritmisk middelværdi på -1.0 (gennemsnit omkring
0,4 m-1) og en logaritmisk standardafvigelse på 0,5, var gennemsnitsdybden for, hvornår 14% af indfaldende lys er
tilbage, 6,15 m, hvorimod dybdegrænsen beregnet på baggrund af den gennemsnitlige Kd er 4,85 m. Vær
opmærksom på, at forskellen afhænger af Kd’s statistiske fordeling i praksis, som panelet ikke kan evaluere.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
Forekomst af omfattende havgræsenge bidrager til at holde vandet klart
og når ned til dybere vande, men uden engene vil vandet forblive uklart,
hvilket forhindrer udviklingen af enge. Som en følge heraf vil
genopretningen af havgræsenge (dvs. overgang fra ikke-vegetation til
vegetation) muligvis stille strengere krav end kravene i forbindelse med
bevarelse af en eksisterende vegetation. Disse strengere krav kan hænge
sammen med lavere næringsstofbelastninger, men også med
udelukkelsen af andre forstyrrende faktorer. Det er derfor usandsynligt,
at Kd alene dækker hele spektret af betingelser, som er nødvendige for
restaurering af ålegræs, men det er endnu mere usandsynligt, at
restaurering vil lykkes uden i det mindste at genoprette Kd til de
niveauer, som er nødvendige for gode/moderate grænseforhold.
Tidsforløbet for Kd i vandområderne, som er undersøgt ved den statistiske modellering,
fremgår af bilagene til denne evalueringsrapport. I de fleste tilfælde er det meget
vanskeligt eller umuligt at fastslå en væsentlig nedadgående tendens i værdierne.
Selvom der er rapporteret en betydelig sammenhæng mellem sommergennemsnittene
(juni til august) for Kd med kvælstofbelastningen på 16 ud af 22 stationer [s. 94], er
hældningskoefficienterne i disse sammenhænge meget lave [s. 94], og der er ikke
observeret væsentlige ændringer i årsgennemsnittene over tid på trods af ændringer i
kvælstofbelastningen. Tilsvarende når det gælder den mekanistiske modellering er
hældningskoefficienterne for ændringen i Kd som en funktion af kvælstofbelastningen
som oftest små, og modellen kan ikke anvendes til at genskabe Kd-referenceværdier
(observeret omkring 1900) ved at anvende referencebelastninger fra 1900 i modellen.
Den samlede værdi for Kd på tværs af alle systemer ved referencebelastninger er cirka
0,15 m
-1
, mens den samlede værdi i observationerne er cirka 0,35 m
-1
. Modellen er
kalibreret til at genskabe middelværdien hensigtsmæssigt, men er ikke i stand til at
registrere den samlede variation (tidsmæssigt og på tværs af systemerne) særligt godt.
Med udgangspunkt i en statistisk analyse af alle danske vandsystemer siden 1980’erne
rapporterer Riemann et al (2016) en markant stigning i sigtedybden (Secchi) mellem
1980 og 1990, hvor mange systemer overgik fra hypertrof til eutrof tilstand, men ingen
systematisk trend efterfølgende. De bemærker desuden, at sigtedybdedata faktisk
overestimerer virkningen på Kd på grund af et skift fra lysspredning til absorption som
den primære lysekstinktionsmekanisme mellem 1980 og 2010. Sammenfattende synes
ingen af de statistiske analyser eller modeller for et enkelt system at være i stand til at
påvise, at Kd i høj grad afhænger af næringsstofbelastningen i perioden 1990-2013.
Når man imidlertid på tværs af systemerne, ser på dataene i bilag B i den
videnskabelige dokumentationsrapport for klorofyl a og Kd i de systemer, som er
undersøgt ved hjælp af den statistiske model, er der tegn på en markant sammenhæng
mellem den gennemsnitlige klorofyl a-koncentration og den gennemsnitlige Kd i
undersøgelsesperioden (se figur 4 i kapitel 8). Det er sandsynligt, at en almindelig årsag
–
højst sandsynligt den relative indflydelse af ferskvandselementet på vandet i fjorden
–
bestemmer begge. Vi ser dog ikke inden for hvert enkelt system en korreleret
sammenhæng i tid for de to indikatorer i perioden 1990-2012. Det er en yderligere
interessant observation, at målene for Kd og klorofyl a, som er udledt i den
videnskabelige dokumentationsrapport, viser præcis den samme sammenhæng, men i
et snævrere område for begge indikatorer. Da disse referenceværdier repræsenterer
historiske betingelser, må det antages, at Kd og klorofyl a samvarierer i tid over
århundrede-lange tidsskaler. Det er derfor muligt, at Kd reagerer på
næringsstofbelastning, men med markant forsinkelse og kun over lange tidsskalaer.
I lyset af disse overvejelser konkluderer panelet, at begge indikatorer
repræsenterer eutrofieringsvirkninger, men at den anslåede virkning af reduktion
af næringsstoffer på klorofyl a er mere pålidelig end den anslåede virkning heraf
på Kd.
Den videnskabelige dokumentationsrapport tyder på, at andre årsager, særligt
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
tilstrømning af opløste og organiske partikler fra ferskvand samt langtidsopbevaring af
fint og svampet sedimentmateriale påvirker vandets gennemsigtighed. Tendenser inden
for bentiske filtrerende havsnegle (som er faldet markant i biomasse mellem 1990 og
2017
–
se Riemann et al, 2016) kan også være en årsagsfaktor. Det kan antages, at
filtrerende havsnegle falder i biomasse som en følge af faldet i fytoplanktons
primærproduktion, som kan betyde mindre filtrering og fastholdelse af fine partikler i
sedimentet. Det er vanskeligt at vurdere hver enkelt af disse hypoteser, men den meget
klare sammenhæng mellem gennemsnitsklorofyl og gennemsnits-Kd på tværs af
systemer antyder, at tilstrømningen af nogle stoffer med ferskvandet, som muligvis er
højere i dag end i 1900, spiller en fremtrædende rolle. I deres svar på panelets
spørgsmål har forskerne foretaget en grundig analyse af og udelukket muligheden for,
at herbicider spiller en væsentlig rolle i denne ferskvandsindflydelse. Den mest
sandsynlige hypotese er, at tilstrømningen af farvede organiske stoffer er øget mellem
1900 og i dag.
Konsekvenserne af at inddrage Kd som en vigtig indikator for vandkvaliteten, når der
ikke findes stærke hældningskoefficienter mellem næringsstofbelastningen og Kd, er
forskellige for hhv. den mekanistiske og den statistiske modellering. Den mekanistiske
modeltilgang estimerer, hvilken del af afstanden mellem mål og tilstand som kan
overvindes ved at reducere danske landbaserede kvælstofkilder. Den korrigerer for
denne andel i beregningen af den nødvendige indsats. Panelet anser denne tilgang som
passende og mener ikke, at den fører til uberettiget overvurdering af den krævede
indsats.
Den statistiske modeltilgang følger ikke samme ræsonnement som den mekanistiske
model. For nogle vandområder beregnes det, at reduktion af kvælstoftilførsler på et godt
stykke over 100 % er påkrævet for at bringe Kd ned til målniveauer. Dette er selvfølgelig
fysisk umuligt. Problemet løses ved at “oversætte” den meget høje indsats til [25 % hvis
beregningen er 25 %-100 %, 50 % for beregning 100 %-200 %, 75 % for beregning
>200 %). På trods af spørgsmål til forskerne har panelet ikke været i stand til at finde
logikken bag denne oversættelse. Forskerne argumenterer for, at det basalt set handler
om ekspertskøn, og desuden, at 25 % er i størrelsesordenen af kvælstofbelastningens
årlige svingninger, og derfor skal en ”stor” indsats
være over dette niveau, dog ikke i for
høj grad. Efter panelets opfattelse tilfører “oversættelsen” et unødigt element af
tilfældighed til hele proceduren, som står i modsætning til den generelle
evidensbaserede tilgang, og at den derfor udsætter den samlede procedure for
uproduktiv kritik. Panelet bemærker endvidere, at situationen her er analog med
situationen, som behandles i kapitlet om mekanistisk modeltilgang, hvor målværdien
meget ofte ikke kan nås fuldt ud med reduktion af dansk landbaseret kvælstof. Derfor
anbefaler panelet harmonisering på tværs af de to modeltyper, og at tilgangen i den
mekanistiske model også anvendes til den statistiske model.
I det videre arbejde anbefaler panelet at revidere tilgangen for denne VRD-indikator ved
at indlede med den grundlæggende konstatering, at ikke Kd, men overlevelse og
genoprettelse af akvatisk angiospermae-vegetation er det egentlige kriterium. I nogle
systemer kan dette kriterium i realiteten opfyldes af andre arter end ålegræs (f.eks.
Ruppia eller Potamogeton-arter),
hvorved kriteriet også kunne anses som generelt
opfyldt. I de fleste tilfælde vil ålegræs imidlertid være den interessante art. Som nævnt
ovenfor har nyligt modelleringsarbejde af Kuusemäe et al (2016) og Flindt et al (2016)
antaget en mere omfattende synsvinkel på genoprettelse af ålegræs og
kvælstofbelastningens påvirkning af processen. Dette arbejde er faktisk indbygget i de
mekanistiske modeller, som er anvendt i den aktuelle undersøgelse, men resultaterne
er ikke anvendt direkte med henblik på at vurdere kvælstofreduktionens påvirkning af
genoprettelsen af havgræs. Panelet foreslår at gøre bedre brug af disse modeller,
sandsynligvis efter mere omfattende validering, for at kunne vurdere
kvælstofreduktionens påvirkning af muligheden for udvikling af havgræs mere direkte.
I lyset af de tilsyneladende vanskeligheder ved at vurdere kvælstofreduktionens
virkning på Kd over korte tidsskalaer, Kd’s utilstrækkelighed som en fremstilling af alle
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
de faktorer, som er nødvendige for genoprettelse af havgræs, og den klare
sammenhæng mellem Kd og klorofyl a både i tilstand og mål over længere tid foreslår
panelet, at vigtigheden af Kd i de endelige beregninger af de påkrævede reduktioner
nedjusteres forholdsmæssigt. Det anbefaler desuden fortsatte undersøgelser, hvor
betingelserne for genoprettelse af havgræs forsøges vurderet på basis af mere
omfattende modeller, der allerede er udviklet. I manglen på sidstnævnte og i lyset af
sammenhængen mellem Kd og klorofyl a er panelet af den opfattelse, at overholdelsen
af “én ude, alle ude”-princippet
i forhold til Kd og klorofyl a, ikke er obligatorisk. Det vil
måske være ønskeligt at anvende et vægtet gennemsnit af reduktionsbehov for begge
indikatorer.
4.2 Andre indikatorer anvendt i den statistiske model
I modsætning til den mekanistiske model bygger den statistiske modellering sine
konklusioner på tre andre indikatorer: (1) forekomsten af iltsvind, (2) økologiske tegn
på iltsvind på grund af næringsstoffer og (3) klorofyl og (4) antal dage med
kvælstofbegrænsning af fytoplanktonvækst. Indikator (2) og (3) gives halv vægt, da de
sammen vurderer ét element. Sammenlignet med klorofyl a og Kd gives
kombinationen (2) - (3) og indikatorerne (1) og (4) halv vægt.
Panelet er overrasket over, at disse indikatorer kun er medtaget i den statistiske
modeltype, da det kunne have være gjort i den mekanistiske model også. Sidstnævnte
indeholder alle de variable, som er påkrævede for at vurdere betingelser for
iltsvind/iltmangel, og desuden direkte estimater af næringsstoffers begrænsning af
fytoplanktonvækst. Den asymmetriske situation gør, at de to modeller ikke så let kan
sammenlignes, og reducerer procedurens troværdighed i forhold til
gennemsnitsberegning af de to modeltilgange, f.eks. ved arbejde med metamodeller.
Panelet bemærker desuden, at
der i metamodeller baseret på den statistiske tilgang til tider medtages sekundære
indikatorer og andre gange ikke, afhængigt af om dataene er tilgængelige.
Hvad angår forekomsten af iltsvind bemærker forskerne i den videnskabelige
dokumentationsrapport, at:
“Der er direkte dokumentation for en sammenhæng mellem næringsstofbelastning og
iltkoncentrationer i bundvand (Markager et al, 2006) og størrelsen af omåder med
iltsvind/iltmangel (Scavia et al, 2003; Christensen et al submitted). Denne sammenhæng
kompliceres imidlertid af en betydelig forsinkelse og en høj følsomhed over for
klimavariable som vandtemperatur og vindpres.”
Hvad angår antal dage med næringsstofbegrænsning viser figur 8.7 i den
videnskabelige dokumentationsrapport en direkte sammenhæng med klorofyl a-
koncentrationer, men med betydelig spredning (y-aksens logskala taget i betragtning).
Der kan derfor stilles to spørgsmål: Måler de supplerende indikatorer et væsentligt
andet parameter sammenlignet med klorofyl a og Kd, og kan effekterne af
næringsstofreduktion på begge indikatorer vurderes pålideligt?
Det er panelets opfattelse, at begge kriterier fører til tvivl om anvendeligheden af disse
indikatorer. Det står klart, at fytoplanktonproduktion og biomasse hænger sammen med
mængden af organisk materiale, der synker til bunds og fremmer iltforbruget. Det kunne
være en årsag til at medtage foråret i klorofyl a-indikatoren, men der kan under alle
omstændigheder forventes en sammenhæng mellem klorofyl a og sandsynligheden for
forekomst af iltsvind.
Det skal desuden bemærkes, at store mængder klorofyl a om sommeren er det
anvendte økologiske tegn på iltsvind. Iltsvinds store afhængighed af vejrforholdene
medfører stor variabilitet, som skjuler effekterne af næringsstofreduktioner på
indikatorerne. Der er i det væsentlige kun én (on/off) observation pr. år. Ud over disse
vanskeligheder er det nødvendigt at anvende en lettere vilkårlig søgetabeltilgang for at
estimere den krævede næringsstofreduktion for forbedring i iltsvindsindikatorer.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
For indikatoren “dage med næringsstofbegrænsning” kan det forventes, at
næringsstofreduktion, såfremt den overhovedet har effekt på klorofyl a, kun kan have
virkning i takt med næringsstofbegrænsningen. Det er vanskeligt at se, hvordan denne
indikators reaktion kan adskille sig fra klorofyl a-koncentrationens reaktion. Sidstnævnte
kan imidlertid måles lettere og mere pålideligt. Vi bemærker, at der er betydelig
uenighed i litteraturen om den korrekte værdi af Km, Monod begrænsningsparameteren,
og at der er væsentlige forskelle mellem forskellige fytoplanktonarter og -grupper. Det er
også for denne indikator nødvendigt at bruge en søgetabel til at estimere de krævede
belastningsreduktioner.
Overordnet set kan det siges, at selvom de sekundære indikatorer har til formål at
beskrive vigtige økologiske fænomener, er det ikke let at overføre dem til nødvendige
belastningsreduktioner (der er behov for ekspertskøn og søgetabeller), og den tilførte
værdi af disse indikatorer i forhold til klorofyl a og Kd er begrænset. Derfor er det
panelets opfattelse, at disse indikatorer ikke fører til væsentlige forbedringer af
modeltilgangen. Panelet anbefaler at anvende de mekanistiske modeller til en bedre
undersøgelse af, hvordan det væsentlige fænomen iltsvind kan kædes direkte sammen
med krævede næringsstofreduktioner, før de anvendes i praksis til at vurdere den
krævede næringsstofreduktion. Hvis det på baggrund af disse undersøgelser kan
besluttes at anvende disse supplerende indikatorer, bør de medtages i både den
statistiske og mekanistiske modeltilgang for at sikre sammenhæng.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
5. Fokus på kvælstof contra fosfor
I dette kapitel vurderes det, i hvilket omfang den videnskabelige dokumentationsrapport
a priori
udelukkende fokuserede på reduktion af kvælstof (N) som foranstaltning til at
opnå god økologisk tilstand, eller om der er beviser, der udelukker positive effekter af
reduceret fosforbelastning (P). Vi adresserer derfor spørgsmålet om, hvorvidt
forvaltningsmulighederne er blevet begrænset unødigt ved udelukkende at fokusere på
reduktion af den årlige kvælstofbelastning.
5.1 Fosforbegrænsning
Næringsstofudledninger fra store punktkilder blev allerede i 1980’erne reduceret
dramatisk, hvilket medførte et markant og forholdsvis pludseligt fald i
fosforbelastningen. Efter denne første indsats er fokus rettet mod begrænsning af
kvælstofbelastningen, primært via foranstaltninger i landbruget. Det har efterfølgende
ført til et mere gradvist, men betydeligt fald i næringsstoftilførslen (primært
kvælstoftilførslen). For øjeblikket er de samlede tilførsler af kvælstof og fosfor omtrent
hhv. 4,2 og 3,4 gange højere end de estimerede referencetilførsler for år 1900
(Riemann et al, 2016). Det viser, at forholdet mellem kvælstof og fosfor i
næringsstoftilførslen ikke afviger væsentligt fra den historiske tilførsel.
Tidligere undersøgelser har vist meget betydelige og signifikante reduktioner i
primærproduktionen (f.eks. Timmermann et al, 2014) og klorofyl a-koncentrationer
(f.eks. Riemann et al, 2016) som svar på de tidlige reduktioner af fosforbelastningen.
Der er derfor ingen tvivl om, at reduceret fosforbelastning i princippet kan føre til
forbedret vandkvalitet hvad angår VRD-indikatorer. Det er dog usikkert, i hvor høj grad
disse historiske reaktioner kan overføres til de nuværende forhold, da udledninger fra
punktkilder ikke havde årlig cyklus som de diffuse kilder, og de blev desuden observeret
i generelt hypertrofe situationer, som ikke kan sammenlignes med den aktuelle tilstand.
Traditionelt set har de marine kystvande været anset som kvælstofbegrænsede, men i
de seneste årtier er forskere i stigende grad blevet opmærksomme på komplicerede
mønstre, der i fællesskab virker begrænsende, og indviklede næringsstofdynamikker.
Processer som kvælstoffiksering og frigivelse af fosforsedimenter kan ændre den
langsigtede reaktion sammenlignet med fytoplanktons direkte reaktion på
næringsstoftilførsel over korte tidsskalaer. En række undersøgelser af danske vande
bekræfter, at kvælstof generelt begrænser algeproduktion om sommeren, og fosfor
begrænser ofte om foråret, men der er sæsonmæssige og geografiske udsving i
næringsstofbegrænsningen. Disse feltundersøgelser antyder, at det i det mindste i
nogle systemer kan være muligt at regulere den årlige primærproduktion ved reduktion
af fosforbelastningen.
5.2 Behandling af kvælstof og fosfor i den
videnskabelige dokumentationsrapport
Der lægges stor vægt på reduktion af kvælstofbelastning i den videnskabelige
dokumentationsrapport, og her spiller en række aspekter ind. Vi behandler særligt
typen af de anvendte indikatorer, valget af undersøgelsesperiode, procedurerne for
den statistiske modellering og den mekanistiske models karakteristika.
Baggrunden for alle beregninger er indikatorerne klorofyl a og Kd om sommeren.
Det kan have konsekvenser for det faktum, at der udelukkende fokuseres på
reduktion af kvælstofbelastning.
Sommer-fytoplankton er i de fleste danske vandområder overvejende
kvælstofbegrænset. Valget af sommer-klorofyl a som en indikator har muligvis henledt
opmærksomheden primært på processer, som er dominerende om sommeren, og på
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
kvælstofbelastning som en primær årsag til eutrofiering. Dette påpeges også i den
videnskabelige dokumentationsrapport, som antyder, at udviklingen af nye indikatorer
med fokus på andre dele af sæsonen kunne give et mere forskelligartet fokus på både
kvælstof og fosfor.
Overordnet set er det panelets opfattelse, at valget af indikatorer, som kun
repræsenterer sommerforhold, kan være for restriktiv. I vande med en vis grad af
lagdeling bidrager forårsblomstringen mest til eksportproduktion, hvilket fører til
opblussen af organisk materiale på sedimentet og i vidt omfang bestemmer
iltforbruget i resten af sæsonen, som kunne føre til frigivelse af fosfor fra
sedimenterne. Den videnskabelige dokumentationsrapport antyder, at begrænsningen
af den fosforinducerede forårsblomstring sker i et antal vandområder, hvilket tyder på,
at virkningen af reduceret fosforbelastning på en indikator, som repræsenterer hele
vækstsæsonen, kan være markant.
En anden faktor, som potentielt set udelukker fosfors mulige betydning i analysen, er
den valgte periode for den statistiske model (1990-2013). Denne periode udelukker det
meste af perioden med markant udvikling af effektiv spildevandsbehandling
i 1980’erne,
som førte til et væsentligt fald i fosforbelastning fra punktkilder. I de fleste vandområder
er fosforbelastningstendenserne, som nu domineres af diffuse kilder, mindre
signifikante end kvælstofbelastningstendenserne, og det er derfor naturligvis mere
vanskeligt at fastslå signifikante effekter. Panelet støtter imidlertid valget af periode, da
sæsonmæssige udsving og mekanismer i fosforbegrænsningen i nuværende situationer
kan være anderledes end den historiske, punktkilde-dominerede situation, som anført
ovenfor.
I den statistiske modeltilgang kan proceduren for valg af variable have sløret den
potentielle rolle af fosforreduktion. Der er en forudindtagethed i udvælgelsen af variable
mod regressioner, som indeholder kvælstof. Dette indtræder første gang med den
automatiserede proces for udvælgelsen af variable. Så snart kvælstofbelastning er
valgt som den dominerende variabel, ses der bort fra mulig fosforafhængighed, da
fosforbelastning ikke længere anses som en sekundær uafhængig variabel. Hvis på
den anden side fosfor vælges som den dominerende variabel, anvendes denne
regressionsmodel ikke. Det vil sige, at potentiel indflydelse af reduceret
fosforbelastning, eller kombinationer af reduceret kvælstof- og fosforbelastning, ikke
undersøges nærmere.
De mekanistiske modeller omfatter alle relevante processer for modelleringseffekter af
både kvælstof og fosfor og kombinationer af disse. Det primære fokus hvad angår
formulering af scenarier ligger imidlertid på kvælstof, og de få scenarier, som også
omfatter fosforreduktioner, er ikke detaljerede og muligvis ikke optimale til at undersøge
indflydelsen af reduceret fosforbelastning. Vi bemærker herudover, at for en væsentlig
andel af vandområdernes vedkommende, synes modellerne at overestimere
fosforkoncentrationerne om sommeren. Dette kan have elimineret den potentielle
indflydelse, som reduceret fosforbelastning kunne have på indikatorerne.
5.3 Mulige forvaltningsimplikationer
På baggrund af de forskellige faktorer, som fører til fokus på reduktion af
kvælstofbelastningen, konkluderer panelet, at undersøgelsen ikke viser signifikante
bidrag fra fosforbelastningen på sommerindikatorerne, men der er ikke tilstrækkelig
stærk evidens for at udelukke, at fosforreduktioner eller kombinerede kvælstof- og
fosforreduktioner kunne være effektive i forhold til at nedbringe årsgennemsnittene af
klorofylniveauer og sedimentiltforbruget.
Det kan skabe væsentlige forvaltningsimplikationer at holde muligheden for kombineret
kvælstof-/fosforreduktion åben i regioner, hvor der er behov for meget omfattende
reduktioner af kvælstofbelastning. Målrettede undersøgelser, som giver en ramme af
kombinationer for højst tilladte kvælstof- og fosfortilførsler, ville sandsynligvis føre til
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
større fleksibilitet og en mere omkostningseffektiv næringsstofforvaltning i disse
områder. Samtidig med denne anbefaling anerkender panelet, at der allerede er gjort
en stor indsats for at reducere fosforbelastningen fra byspildevand, og at der kun kan
forventes en lille positiv effekt af intensivering af denne indsats, i henhold til det
faldende udbyttes lov. Men enhver innovativ tilgang til at nedbringe resterende
fosforbelastninger, herunder fosforbelastningen fra landbruget, kunne øge udbuddet af
potentielle foranstaltninger væsentligt. Panelet anbefaler modellerne for
vandområdebelastning i kombination med de mekanistiske modeller anvendt i den
videnskabelige dokumentationsrapport til at undersøge mulighederne.
5.4 Sæsonmæssige udsving
Fokus på sommerindikatorer i kombination med vandområder med kort opholdstid
indebærer en direkte forbindelse mellem sommerbelastninger og indikatoren. Der er
typisk korte opholdstider i mange danske fjorde, fra få dage til omkring tre måneder
(Rasmussen and Josefsson, 2002). Selvom indikatorerne inkluderer forårets
fytoplanktonblomstring, vil regulering ved hjælp af kvælstofbelastning oftest fokusere på
sommerperioden i vandområder, hvor fosfor begrænser forårsblomstringen. Der ser ud
til at være en god mulighed for at regulere god økologisk tilstand ved at fokusere på
sommerbelastningerne i stedet for de årlige integrerede belastninger. Panelet
anerkender, at problemet kompliceres af kvælstoflagring i systemet i form af organiske
kvælstoflagre, som akkumulerer over sæsonen og endda over år, så beregningen ikke
er ligetil. Der skal desuden tages hensyn til geografisk forskydning af problemer til
andre systemer som en følge af udskylning af næringsstofbelastning om vinteren. På
trods heraf er det panelets vurdering, at de udviklede modelværktøjer, særligt den
mekanistiske model, er i stand til at undersøge scenarier med sæsonmæssig regulering
af kvælstof- (og fosfor-) tilførsel til systemet. Forvaltningen af næringsstofbelastningen
kunne derfor fokusere på at optimere effekten i de kystnære fjordvande. Panelet har
ikke et fuldstændigt overblik over potentialet i, at landbruget især fokuserer på
kvælstofbelastningen om sommeren. Det er imidlertid panelets anbefaling at undersøge
mulighederne for dette og bruge de mekanistiske modeller til at vurdere, hvilken effekt
dette vil have på indikatorerne for god økologisk tilstand.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
6. Statistisk modellering
I dette kapitel behandler og sammenfatter panelet de statistiske modellers formål og
grundlæggende udformning, samt hvordan de bruges til at definere målbelastninger.
De vigtigste emner er gennemsnitsberegningen i de statistiske og mekanistiske
modeller, analysen af variabiliteten i klorofyl a og Kd-reaktioner inden for og på tværs
af systemer, fosfor- og kvælstofbelastningernes kollinearitet, bortfiltreringen af
effekten af udskylning og usikkerheden og den medfølgende risiko for over- og
underdimensionering af målbelastninger.
6.1 Udformning
Den statistiske modeltilgang, som den fremlægges i den videnskabelige
dokumentationsrapport, sigter på at demonstrere, at indikatorerne klorofyl a, Kd, iltsvind,
iltmangel, antal dage med næringsstoftbegrænsning afhænger af kvælstof- og
fosforbelastningen og en række andre fysiske og kemiske karakteristika i systemet. De
statistiske modeller (der er en model pr. tilstrækkeligt overvåget vandområde) analyserer
også, hvordan koncentrationer af samlet kvælstof og samlet fosfor afhænger af
næringsstofbelastninger og fysisk-kemiske karakteristika. Sidstnævnte analyser giver
information om systemernes funktion, men bruges ikke for alvor i den overordnede
modelleringsprocedure.
Der er foretaget nogle basale valg i udformningen af den statistiske model i
begyndelsen af undersøgelsen. De vigtigste valg er:
Begræns databasen, som analyseres af den statistiske model til perioden
1991-2012. Det indebærer, at det omfattende fald i fosfortilførsel samt de
økologiske
konsekvenser af dette fald generelt ikke er en del af den
analyserede database.
Begræns udformningen af statistiske modeller til de systemer, hvor der er
tilstrækkelige data til rådighed. Det kan altid diskuteres, hvad “tilstrækkelig” er,
men panelet er af den opfattelse, at valgene er fornuftige og velbegrundede.
Anvend
årlige
gennemsnit af næringsstofbelastninger, koncentrationer og
andre variable som basis for modelleringen.
Udarbejd en statistisk model pr. vandområde uden modeludvikling på
tværs af systemer.
Udfør en metode til valg af variable for signifikante uafhængige variable, hvor
der (på grund af kollinearitetsproblemer) kun er indtastet
én
type
næringsstofbelastning (enten kvælstof eller fosfor) i sættet af uafhængige
variable.
De vigtigste resultater af de statistiske modeller er hældningskoefficienterne for
forholdet mellem kvælstofbelastning og indikatorerne klorofyl a og Kd. Disse
hældningskoefficienter bestemmes kun, hvis kvælstofbelastningen blev valgt som den
vigtigste uafhængige variable og derfor er indtastet i den statistiske model. Når dette
ikke er tilfældet, er der anvendt alternative løsninger. Den statistiske model, der er
anvendt til at vurdere hældningskoefficienterne (Partial Least Squares) adskiller sig fra
den model, der er anvendt til at vælge variablene (Multiple Linear Regression).
Udformning og anvendelse af den statistiske model er velforklaret i den videnskabelige
dokumentationsrapport. Målene for tilpasningsgrad anføres på forskellige stadier af
beskrivelsen. Der er ikke givet en formel usikkerhedsanalyse for den samlede model
eller en variansvurdering for de estimerede parametre (særligt kvælstofbelastning
–
indikatorhældningskoefficienter).
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
6.2 Panelets vurdering af den grundlæggende
modeludformning
Panelet ser tre store anvendelsesområder for resultaterne af de statistiske modeller:
Vurdere forholdet mellem næringsstofbelastning og indikatorer over
forholdsvis lange tidsskalaer (5-10
år),
som grundlag for vurdering af
referenceforhold for klorofyl a, og virkningen af belastningsreduktioner i
forhold til at opnå målbetingelserne.
Formidle indsigt i vandområdekarakteristika, som forklarer forskellene mellem
vandområder i tilstand eller hældningskoefficienter.
Tilvejebringe en uafhængig, evidensbaseret kontrol af nøjagtigheden
af den mekanistiske modeltilgang.
Panelet bemærker, at de statistiske modeller ikke er nødvendige for at kortlægge, at
næringsstoffer, både kvælstof og fosfor, har stor betydning for fytoplankton. Dette blev
også fastslået af forskerne, der understregede, at mængden af videnskabelige beviser
på disse sammenhænge er omfattende.
I modsætning til forskerne stiller panelet imidlertid spørgsmål ved behovet for valg af
variable. Det indebærer, at to metoder (MLR og PLS) blandes. Det fører også til den
antagelse, at kvælstofbelastningen i nogle systemer slet ikke var involveret i
bestemmelsen af klorofyl a og Kd. I de systemer hvor kvælstofbelastningen blev valgt
som den vigtigste bestemmende faktor, kan mulige sekundære effekter af
fosforbelastningen ikke vises og bliver slettet. Den vigtigste konsekvens af dette er
imidlertid, at det kan føre til et forudindtaget skøn af hældningskoefficienter og
målbelastninger. Hvis hældningskoefficienten i et bestemt vandområde er meget lille
(tæt på nul), er det meget sandsynligt, at kvælstofbelastningen ikke bliver valgt som den
vigtigste uafhængige variable i udvælgelsesproceduren. Det betyder, at
hældningskoefficienten for dette system bliver estimeret til den gennemsnitlige
typespecifikke hældningskoefficient, hvilket næsten uundgåeligt vil føre til en højere
hældningskoefficient, end dataene viser. Dette vil igen føre til en lavere reference- og
målværdi for systemet end peget på af dataene. Da disse referenceværdier
efterfølgende indgår i en typespecifik gennemsnitsberegning, vil de endelige
konsekvenser af valgene være vanskelige at vurdere, men vil sandsynligvis påvirke
måltallene for alle systemer af denne type.
Panelet er desuden af den opfattelse, at der ikke for alvor er en grund til at vurdere
indikatorernes kortsigtede reaktion på år-til-år-variationer i næringsstofbelastninger, med
eller uden tidsforsinkelse på få måneder. Det er velkendt, at både
næringsstofbelastninger og koncentrationer af næringsstoffer og klorofyl varierer
betydeligt med ferskvandsudskiftning, som varierer fra år til år. Indikatorernes
kortsigtede (dvs. år-til-år) reaktioner på kortsigtede variationer i næringsstofbelastningen
er ikke nødvendigvis de samme som reaktioner set over årtier, som er det,
undersøgelsen i virkeligheden ønsker at vurdere. Høj udledning vil for eksempel ikke
blot øge den samlede næringsstofbelastning i et system, men vil samtidig reducere
ferskvandets opholdstid og dermed økosystemets evne til at optage og bruge disse
næringsstoffer. Dette kan stå i modsætning til en stigning i næringsstofbelastningen over
årtier, hvor der kan forventes tydeligere og muligvis også andre økologiske reaktioner.
Panelet er derfor af den opfattelse, at der er behov for et stærkere fokus på de
langsigtede hældningskoefficienter og variabiliteten på tværs af systemer. Ved at bruge
blandede eller bayesianske hierarkiske modeller kan variationer på kort og lang sigt
adskilles, og kollinearitet mellem variable kan indbygges som en del af modellen
(Malve & Qian, 2006).
Danske vandsystemer adskiller sig fra hinanden hvad angår en række morfologiske og
hydrografiske karakteristika, hvilket fører til en mangfoldighed af systemer, som ikke er
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
særligt godt dækket af de få typer, som anvendes i typologien (se kapitel 3 i denne
evalueringsrapport). Der er imidlertid en lille række karakteristika, som formentlig
dominerer forskellene i næringsstof-, klorofyl- og Kd-status mellem systemerne. Den
relative indflydelse af ferskvand i vandet, afhængigt af udlednings-, udskylnings- og
udskiftningshastighed i forhold til kystsystemet, vil højst sandsynligt være en afgørende
parameter. Næringsstofkoncentrationer i havvand er forholdsvis stabile og har ikke
ændret sig meget fra referenceforholdene til nu. I modsætning hertil er
næringsstofkoncentrationer i ferskvand meget højere og er naturligvis meget mere
direkte påvirkede af næringsstofbelastninger. Som følge heraf kan det forventes, at en
stor del af variationen i tilstand og hældningskoefficienter systemerne imellem kan
forklares med en statistisk model på tværs af systemer som foreslået ovenfor.
Hovedformålet med denne udformning er at forbedre vurderingen af
hældningskoefficienter inden for et system med information fra lignende systemer andre
steder og at forbedre anvendelsen af metamodeller. Det bør resultere i en model, der
vurderer hældningskoefficienter (som er de vigtigste resultater) på basis af uafhængige
variable, der sammenfatter vandområdets karakteristika og samtidig estimerer (og
evaluerer) systemspecifikke afvigelser. En sådan tilgang vil udgøre en forbedring i
forhold til den nuværende ét-system-modeltilgang.
For at den statistiske model skal kunne give en uafhængig, evidensbaseret kontrol af
resultaterne af den mekanistiske modellering, skal to krav være opfyldt. For det første
må procedurerne for de statistiske og mekanistiske modeller ikke blandes unødigt
sammen i de første stadier (se kommentarerne i kapitel 8 i denne evalueringsrapport).
For det andet bør den statistiske model indeholde en formel vurdering af varianser
mellem de estimerede parametre. Statistiske modelteknikker har meget bedre
formelle metoder til at vurdere usikkerhed end mekanistiske modeller, og dette bør
udnyttes til bedre at formalisere usikkerheden som resultat af modelleringen og
datausikkerheden. Til at gøre denne evaluering mest effektiv egner udformningen af
en enkelt statistisk model på tværs af systemer sig bedre end det nuværende sæt af
separate ét-system-modeller.
6.3 Panelets evaluering af resultaterne af den statistiske
model
Selvom det kan virke overflødigt at udvikle to modeltyper, den statistiske og den
mekanistiske, mener panelet, at denne tilgang skal fortsættes. Den righoldige danske
database er et aktiv, der skiller sig ud internationalt og giver mulighed for
evidensbaseret kontrol af resultaterne af den mekanistiske model. Dette aktiv bør
udnyttes, og de to modeltyper er en rigtig god måde at gøre det på. Panelet anbefaler
imidlertid at lægge mere vægt på dette aspekt, f.eks. ved i højere grad at holde de to
modeltyper separate og uafhængige gennem hele modelleringsproceduren, så
kontrollen bliver mere klar og tydelig i de sidste stadier af resultatfortolkningen. Som
anført ovenfor er panelet desuden af den opfattelse, at en statistisk modellering på
tværs af flere systemer vil øge mulighederne for at opnå indsigt i de mulige årsager til
modelafvigelse og bedre vil være i stand til at lette valget af de endelige
forvaltningsstrategier på basis af modelsammenligning. Derudover vil en formel
usikkerhedsanalyse i den statistiske model bidrage til at nå dette mål.
Hvad angår de aktuelle resultater af den statistiske model, mener panelet, at der er
grund til at mistænke en forudindtagethed i de estimerede hældningskoefficienter og
referenceværdier på grund af proceduren i forbindelse med udvælgelse af variable som
beskrevet ovenfor. Panelet mistænker, at hældningskoefficient-estimaterne, som er en
blanding af økologiske reaktioner på kort og langt sigt, muligvis ikke er retvisende som
estimatorer for reaktionen på langt sigt. Panelet anser dog ikke disse bemærkninger
som en grund til fuldstændig at afvise de statistiske modelresultater som utroværdige.
De nævnte uoverensstemmelser er sandsynligvis små i forhold til den samlede
rækkevidde af resultaterne og sammenlignet med den uundgåelige variabilitet i
observationerne. Den anvendte PLS-regressionstilgang inden for ét system er robust og
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
forventes ikke at være overdrevet påvirket af blandingen af korte og lange tidsskalaer.
Procedurerne for valg af variable har ført til udskiftning af hældningskoefficienter med
typegennemsnitlige hældningskoefficienter, men mest inden for typer med små
hældningskoefficienter. Ikke desto mindre er der tilstrækkelig grund til at forbedre den
statistiske model og hældningskoefficient-estimaterne, der følger heraf.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
7. Mekanistisk modellering
De mekanistiske modeller evalueres i dette kapitel hvad angår omfattede processer og
teknisk implementering, præstation og de forskellige scenarier, der er anvendt.
7.1 Modellerne
Den mekanistiske modellering er baseret på DHI-systemerne MIKE 3 i kombination
med ECOLAB. Der er opsat fire modeller: en stor model, der omfatter hele Østersøen
op til Skagerrak (IDW-model) og tre modeller for specifikke fjorde; Limfjorden,
Roskilde Fjord og Odense Fjord (fjordmodeller). Alt i alt er 45 af de 119 danske
vandområder dækket af de mekanistiske modeller. IDW- og fjordmodellerne adskiller
sig fra hinanden på en række måder, så de tilpasses til forholdene. De tre
implementeringer af fjordmodellen er dog identiske hvad angår processer, men
krævede til en vis grad forskellig kalibrering.
Den pelagiske dynamik i begge modeller følger klassiske NPZ- koncepter i lighed med
andre modeller, og det bakterielle kredsløb er ikke udtrykkeligt opløst. Som supplement
til mange andre lignende modeller er de indre næringsstofpuljer eksplicit modelleret ved
hjælp af Droop-ligninger (Droop, 1968). Begge modeller omfatter også eksplicitte
variable for bentisk vegetationstilstand, men ikke bentisk fauna.
Fjordmodellerne er forholdsvis omfattende hvad angår processer, herunder avanceret
fremstilling af bentisk vegetation og grundig beskrivelse af ophvirvling koblet med
dynamiske bølgeforskydningsprocesser fra den hydrodynamiske model. Der tages
højde for geografiske sedimentkarakteristika både for sediment-vandinteraktion og som
kontrol af den bentiske vegetation.
IDW medtager specifikt tre autotrofiske grupper for at tage højde for sæsonmæssig
udskiftning og kvælstoffiksering typisk for de åbne havområder i Østersøen.
Fremstillingen af sedimenterne omfatter ikke udtrykkelig repræsentation af uorganiske
partikler, og i stedet anvendes en empirisk direkte relation mellem forskydningsstress og
turbiditet. Der var behov for forenkling af sedimentmodulet på grund af manglende
informationsdetaljer mere generelt og på grund af computerbegrænsninger.
I mange biogeokemiske modeller estimeres klorofyl a retrospektivt ud fra den autotrofe
biomasse ved hjælp af en specifik faktor. De modeller, der anvendes i den
videnskabelige dokumentationsrapport er mere avancerede hvad angår dette aspekt i
og med, at klorofyl a beregnes dynamisk på basis af autotrofernes og lysforholdenes
tilstand. I IDW-modellen, hvor der er tre autotrofiske funktionelle grupper, tages der
højde for de vægtede gennemsnitsbidrag fra alle grupper i beregningen af produktionen
og fjernelsen af klorofyl a.
Vandgennemsigtigheden, Kd, beregnes ud fra en relation, som omfatter klorofyl a-
koncentrationen, affaldskulstof, (farvet) opløst organisk kulstof og uorganisk materiale.
Alle disse komponenter indgår udtrykkeligt i modellen, selvom fremstillingen af
uorganisk materiale i IDW er en mindre kompliceret empirisk relation end i
fjordmodellen.
Overordnet kan det siges, at modellerne er ret omfattende og medtager alle processer,
som vi mener er relevante i forhold til det aktuelle problem. MIKE-systemet inkl.
delkomponenter er et modent system, selvom det ikke anvendes så ofte af forskere,
hvorfor der ikke er et lige så stort antal fagfællebedømte artikler med ansøgninger, som
der er for nogle ’open access’ modelsystemer. På trods heraf ser vi ingen grund til at
sætte spørgsmålstegn ved modelsystemets potentiale.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
7.2 Modeludformning, kalibrering og validering
Alle modeller har en høj detaljeringsgrad, både horisontalt og vertikalt. IDW-
detaljeringsgraden er tilstrækkelig til at opløse den indre fysiske dynamik, både i de
smalle stræder og det geostrofisk balancerede Kattegat-Skagerrak-område.
Computeromkostningerne for den høje detaljeringsgrad og en høj grad af kompleksitet
er signifikante, hvilket fører til kompromiser i beregningsudførelsen og
eksperimentsimuleringer. Der er på en fornuftig måde taget højde for alle relevante
”forcing functions” (procedurer til at fremtvinge korrekt handlemåde).
Simuleringsperioden var 2002-2011. Et kritisk element i tilførslen til vandløb er
opdelingen af tilgængelige kulstofdata i forskellige kategorier af organisk kulstof i
modellen, især CDOC (farvet opløst organisk kulstof), som påvirker Kd og
varmebestandige og labile fraktioner af organiske næringsstoffer. Det er ifølge den
videnskabelige dokumentationsrapport blevet håndteret i videst muligt omfang.
I det mindste hydrodynamikken i IDW-modellen er blevet anvendt tidligere og var en
del af VVM for projektet for den faste Femern Bælt-forbindelse. Modellerne for
Odense Fjord og Roskilde Fjord anvendes i vegetations- modelapplikationerne i
Kuusemäe et al (2016) og Flindt et al (2016). Kun Limfjord-modellen er nyudviklet. Der
er således en vis historik bag tre ud af fire implementeringer.
Alle fire modelimplementeringer er kalibreret uafhængigt af hinanden. Det har resulteret
i til dels forskellige parameterindstillinger, også for de strukturelt identiske fjordmodeller.
Ifølge forskerne er det kun omkring 10 parametre, som adskiller sig, og alle disse er i
sedimentmodulet. Den faktiske kalibreringsprocedure beskrives ikke i detaljer, men for
de tre modeller, som har været anvendt i fortiden, kan det forventes, at det har været en
løbende proces over tid.
7.3 Validering
Hydrodynamikken vurderes kvantitativt hvad angår salinitet og temperatur. Saliniteten er
vigtig, da den indikerer, om cirkulationen er korrekt og giver den rigtige blanding mellem
vandløbsvand og åbent havvand i fjordene af forskellig størrelse. Temperaturen er af
mindre betydning for cirkulationen, men afgørende for de biogeokemiske processer. Den
kvantitative sammenligning viser, at modelresultaterne ligger pænt inden for kriterierne.
På anmodning fra panelet stillede forskerne direkte tidsserie-sammenligninger af
observationer og modelresultater til rådighed for alle fire modeller, og en gennemgang af
disse viser fremragende overensstemmelse mellem model og data for både salinitet og
temperatur. Panelet er overbevist om, at modellerne giver en ret præcis fremstilling af de
fysiske processer.
Valideringen af de biogeokemiske modeller sker hovedsageligt ved sammenligning med
observationer af klorofyl a, Kd og næringsstofkoncentrationer. Resultaterne er samlet pr.
vandtype og måned for at forenkle præsentationen af valideringen af de biogeokemiske
processer i modellerne. Denne præsentation kan hindre fortolkningen af størrelsen i
forskellen mellem de modellerede og observerede årlige cykler. Der blev foretaget
kvantitativ kompetencevurdering ved at beregne en omkostningsfunktion (måling af
middelafvigelse skalasat efter variabelvariation) og korrelation fra samtidige
modelresultater og observationer. På anmodning fra panelet stillede forskerne også
eksempler på tidsserier af samtidige observationer og modelresultater fra udvalgte
lokationer for de standardmålte variable.
Modellen adskiller på god måde forskellene i klorofyl a, Kd og næringsstoffer i
vandtyper, og middelværdierne måles fint for alle variable.
Den sæsonbestemte cyklus for klorofyl a afspejles fint, selvom niveauerne er noget
lave sent på foråret
–
tidligt på sommeren i type 2- og 3-vandområder, og
efterårsblomstringen
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
ser ud til at være underestimeret i type 1 og 2-vandområder. Den sæsonbestemte cyklus
af Kd er temmelig svag i særligt type 1 og 2-vandområder, så det er vanskeligt at
værdisætte nøjagtigheden ud fra de sæsonbestemte gennemsnit i disse vandområder.
Det er dog tendensen for alle typer 1-3, at Kd om sommeren er mindre end om vinteren,
hvilket indikerer en vis påvirkning af en tidlig forårsblomstring, men sandsynligvis mere
af vintervandløbsafstrømning og turbiditet fra ophvirvlet materiale. De Kd-
tidsserieværdier, som forskerne har stillet til rådighed, bekræfter komplikationerne. De to
stationer på åbent hav viser tilsyneladende tilfældige tidsvariationer i observeret Kd på
grund af korttidsvariabilitet, og der kan ikke identificeres en visuel sæsonbestemt cyklus
eller tendens. Der kan ikke ses en årlig cyklus (og kun lille variation) i tidsserierne for
Odense Fjord og det centrale Limfjorden, hverken i observationerne eller i
modelresultaterne. I Roskilde Fjord er der signifikant sæsonbestemt variation i Kd, men
en visuel inspektion viser et uregelmæssigt mønster, som ikke afspejles særligt godt i
modellen, og det er ikke tydeligt, hvad der forårsager variationerne. Tidsserierne med en
tydelig sæsoncyklus stammer fra den indre del af Skive Fjord, og her foretager modellen
præcis simulering af den lave Kd om vinteren og den høje Kd om sommeren.
Sæsonbestemt TN vises præcist i modellerne for alle vandtyper. Vinter-DIN er delvist
overestimeret i type 1 og 2-vandområderne, og DIN er delvist overestimeret i det sene
forår
–
tidlig sommer i type 3-vande. At vinter-DIN i type 1-vande overestimeres,
bekræftes af forskernes tidsserieeksempler. Generelt præsterer modellen dog godt, når
det handler om kvælstofcyklusser.
Der ser ud til at være en konsekvent overestimering af DIP om sommeren i type 1 og 2-
vande, dog lidt senere i type 1 end i type 2-vande. Ved inspektion af tidsserierne tyder
det på, at problemet er større i IDW, mindre i modellen for Limfjorden, mens den
sæsonmæssige cyklus er helt korrekt i Odense Fjord og Roskilde Fjord. Vinter-DIP og
TP-koncentrationerne er præcist modelleret for alle vandtyper.
Den kvantitative validering med hensyn til omkostningsfunktion og korrelation
bekræfter den kvalitative validering ovenfor. Overordnet set er modellen neutral
(omkostningsfunktion), hvilket indikerer, at niveauerne i modellerne er præcise med
undtagelse af DIP i type 3-vande og til en vis grad type 1-vande og Kd i type 5-vande.
Korrelationen er imidlertid fraværende for type 1-vandområder og svag for type 3-
vandområder angående Kd.
Sammenligningen mellem den modellerede og den observerede primærproduktion
indikerer, at modellen klarer sig godt i dette aspekt.
7.4 Simulering af referenceforhold
Der blev udført en hindcast-simulering til at vise forholdene omkring 1900. Forcing-
procedurer blev generelt fastholdt på 2002-2011-niveau, mens belastninger og
næringsstofgrænser krævede tilpasninger. Der blev inddraget passende vand- og
luftbårne belastninger fra eksisterende solide datasæt, og grænsekoncentrationer i
Skagerrak blev tilpasset i henhold til tidligere offentliggjort metodologi. For at overvinde
dataudfordringen med at køre hele Østersøen til stabil tilstand, blev oprindelige forhold
tilpasset i IDW-modellen i overensstemmelse med værdier i litteraturen. Det er panelets
opfattelse, at udformningen af simuleringen af referenceforhold med den mekanistiske
model er sund og baseret på nyligt offentliggjort videnskabelig viden om
næringsstofbelastninger omkring 1900.
Der blev udtrukket reference-klorofyl a-koncentrationer for alle vandområder som et
gennemsnit af simuleringens sidste fem år. Simuleringerne blev gentaget i få tilfælde for
at sikre, at gennemsnitsforholdene var i balance med referencebelastningerne. Det er
uklart, om der blev foretaget geografisk gennemsnitsberegning af klorofyl a-
koncentrationerne på tværs af vandområderne eller ikke.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
7.5 Scenarier og fastlæggelse af
årsagssammenhænge
En forudsætning for udarbejdelsen af scenarier for belastningsreduktion er
gennemførelsen af BSAP for andre lande end Danmark. Det indebærer større
reduktioner i primært fosfor til selve Østersøen, Den Finske Bugt og Rigabugten, men
også kvælstof til Østersøen, Kattegat og Den Finske Bugt. Der er meget lang
reaktionstid på belastningsreduktioner til selve Østersøen og Bugterne. Estimeringer
viser, at alle ændringer i det første årti efter gennemførelsen er inden for den naturlige
variabilitet, men der vil forekomme signifikant reduktion i vinternæringsstof (primært
fosfor)-koncentrationerne mellem en og to årtier efter gennemførelsen (HELCOM,
2013). Reaktionstidsskalaen har vist sig at variere mellem modellerne (Eilola et al,
2011), men er lang i alle tilfælde. Det betyder, at påvirkningen af reduceret belastning til
selve Østersøen og Bugterne er begrænset i det årti, som ses på her. Det kan noteres,
at næringsstofkoncentrationer vil fortsætte med at falde på længere sigt, og ifølge de
underliggende kalkulationer i handlingsplanen for Østersøen var belastningsreduktioner
til selve Østersøen en forudsætning for at opnå god økologisk tilstand i de danske
bælter.
Der blev udarbejdet tre scenarier for kvælstofreduktion for de danske belastninger
ved forholdsmæssigt at reducere alle vandbårne belastninger med hhv. 15, 30 og 60
%.
Der er også et sæt scenarier, hvor de tre kvælstofscenarier kombineres med et
geografisk fordelt fosforreduktionsscenarie i henhold til reduktioner, som den danske
Miljøstyrelse har specificeret. Det nævnes, at der ikke kunne ses nævneværdig effekt af
fosforbelastningsscenarierne, men der er ingen udbygning af disse scenarier. Hvis
fordelingen er sådan, at den største del af reduktionen sker i forholdsvis få
vandområder, kan der potentielt være en effekt i disse, som ikke ses alle steder.
Indikatorværdier fra modelresultater kalkuleres som geografiske gennemsnitsværdier
for vandområderne, og disse korrigeres til at stemme overens med den gennemsnitlige
observationsværdi på målestationen.
Scenarierne uden reduceret fosforbelastning anvendes til at vurdere parametre for en
forenklet erstatningsmodel, som er bygget på tidsmæssige gennemsnit fra 2007-2011.
De tre scenarier anvendes til at fastlægge den lineære reaktionsfunktion. Den
ekstrapolerede værdi ved aktuelle danske belastninger vil vise indikatorværdien, kun
forudsat reduktioner fra andre lande. Den videnskabelige dokumentationsrapport
omfatter også en gennemsnitsindikatorværdi fra referencescenariet til indikation af,
hvor meget højere værdien vil blive som følge af højere belastninger fra andre lande.
For de fleste vandområder og indikatorer er den lineære tilnærmelse passende. Det
skal imidlertid huskes, at det kun er en del af den fulde effekt fra reduktionerne i
handlingsplanen for Østersøen, som har haft tid til at udvikle sig i scenarierne, og det
kan forventes, at vandkvaliteten i de åbne havområder, særligt i de sydlige områder, vil
fortsætte med at forbedres med tiden.
Der er implikationer ved tilgangen med at køre scenarier med et konstant
forholdsmæssigt belastningsfald. Nogle vandområder kan ændre sig på grund af
belastningsreduktioner i tilstødende vandområder. Målbelastninger kan derfor ikke
direkte underopdeles i individuelle vandområder, hvis der er risiko for, at der også er
behov for reduktion i tilstødende bassiner for at opnå god økologisk tilstand. For fuldt
ud at kunne udrede det individuelle bidrag geografisk på tværs af alle vandområder, er
det nødvendigt at teste følsomheden af hvert enkelt vandområde i forhold til
belastningsreduktioner, og muligvis endda kombinationer af vandområder, hvis effekten
er ikke-lineær. Det ville udgøre en stor edbmæssig udfordring, og forbedringen i
resultaterne vil sandsynligvis være lille. Årsagen til sidstnævnte er, at problemet
primært angår de åbne havområder, som under alle omstændigheder integrerer
belastningsreduktionen for en relativt stor region, mens lukkede vandområder stadig er
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
mest domineret af lokale reduktioner.
7.6 Konklusion på de mekanistiske modeller
Panelet konkluderer følgende på basis af evalueringen af de mekanistiske modeller:
Modellerne er helt klart af den nyeste slags, både hvad angår numeriske
teknikker og omfattede processer. Resultaternes kvalitet har en høj standard
og er lige så god som eller bedre end andre sammenlignelige kombinerede
fysisk-biogeokemiske modelsystemer.
Hydrodynamikken ser ud til at fungere fremragende.
Niveauer af klorofyl a, Kd og næringsstoffer er modelleret præcist på tværs af
vandområdetyper.
Biogeokemien ser ud til at virke noget bedre for kvælstof end for fosfor,
selvom fosfor også gør det glimrende i modellerne for Roskilde Fjord og
Odense Fjord. Svagest præsterer næringsstoffer i IDW-modellen, hvor DIP
relativt ofte virker overestimeret om sommeren eller tidligt om efteråret,
mens kvælstof gør det om vinteren. Den observerede korttidsvariabilitet i Kd
i
åbne
vande synes umulig at udvikle en model for.
Langtidsreaktionen på store
ændringer
i næringsstofbelastninger er ikke
valideret.
Scenarierne for kvælstofreduktion er passende udformede og relevante.
Scenariet for fosforreduktion er ikke omfattende beskrevet, og det kan
ikke vurderes, om det danner tilstrækkeligt grundlag for udelukkende at
fokusere på kvælstof.
Det skal bemærkes, at effekten af belastningsreduktioner iht. handlingsplanen
for
Østersøområdet
set over et længere tidsperspektiv, >10-20
år,
vil påvirke de
åbne
havområder, særligt i den sydlige del af regionen.
Det vil være yderst værdifuldt at udvide det mekanistiske modelsystem til så
mange vandområder som muligt.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0036.png
8. Beregningsprocedurer til at vurdere højst
tilladt tilførsel ud fra modelresultater
Dette kapitel omhandler den generelle procedureopbygning til at estimere
referenceforhold, måltal for god-moderat tilstand og de nødvendige reduktioner af
kvælstofbelastningen for at nå målforholdene. Disse procedurer er baseret på de
statistiske og mekanistiske modelresultater, men bruges og fortolkes på mange
forskellige måder. I vores behandling fokuserer vi på, hvordan de forskellige
modeller interagerer med hinanden, og på de forskellige tiltag der er taget for at nå
til den endelige målbelastning pr. vandområde.
8.1 Trin i beregningen af mål og målbelastninger
På trods af procedurens generelle logiske natur og selvom den videnskabelige
dokumentationsrapport giver omfattende forklaringer på de anvendte detaljerede
procedurer, er det ikke let at følge og vægte de forskellige trin, der anvendes til at
udlede målbelastninger for vandområderne. Diagrammet i tabel 2 opsummerer de
primære trin, som panelet opfatter dem. Venstre kolonne handler om procedurerne i
den statistiske modellering, og højre kolonne den mekanistiske modellering. Samlede
celler angår trin, hvor begge tilgange slås sammen.
Tabel 2. Primære trin i beregningsproceduren for mål og målbelastninger i den videnskabelige
dokumentation. Trin med gennemsnitsværdier har røde felter.
Statistisk modellering
Estimer hældningskoefficienten for forholdet mellem klorofyl
a og kvælstofbelastningen for de systemer, hvor
kvælstofbelastningen blev valgt som en signifikant uafhængig
variabel i regressionerne. I de 8 vandområder, hvor dette
ikke var tilfældet, anvendtes den gennemsnitlige
typespecifikke hældningskoefficient.
Mekanistisk modellering
Estimer hældningskoefficienten for forholdet mellem Kd og
kvælstofbelastningen og erstatning med gennemsnitlige
typespecifikke hældningskoefficienter, hvor der ikke kunne
findes signifikant sammenhæng (6 vandområder).
Estimer 1900 klorofyl a-referenceniveauer ved
anvendelse af 1900-kvælstofbelastninger og
hældningskoefficienter.
Estimer ikke 1900 Kd ud fra modellerne. I stedet bruges
historiske observationer. Hvis der ikke er direkte
observationer tilgængelige, anvendes observationer fra
lignende vandområder i nærheden.
Estimer 1900 klorofyl a-referenceniveauer ved
anvendelse af et 1900-scenarie med tilpassede
næringsstoftilførsler (kvælstof, fosfor), tilpassede
bentiske mængder etc
Brug de samme historiske data for Kd som 1900-
reference som i den statistiske model.
Estimer klorofyl a-referenceniveauer pr. vandområdetype ved at gennemsnitsberegne referenceniveauerne fra de
statistiske og de mekanistiske modeller for typens vandområder. Bemærk: For type 1 er der defineret undertyper.
Nogle få systemer har en
status aparte.
Hældningskoefficienterne er ikke gennemsnitsberegnede, men er holdt pr. vandområde og modeltype.
Der er IKKE anvendt samme procedure for Kd. Der er anvendt historiske referencer i begge tilgange.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0037.png
Estimer den nødvendige reduktion af kvælstofbelastningen
til at nå målværdierne for klorofyl a, Kd, iltsvind, iltmangel,
dage med kvælstofbegrænsning. I tilfælde med logiske
uregelmæssigheder (reduktioner >100%) anvendes en
søgetabel til at erstatte beregningerne. Det er uklart,
hvordan dette gøres, hvis der kræves >100 % for klorofyl a.
Estimer den nødvendige reduktion af
kvælstofbelastningen til at nå målværdierne for
klorofyl a og Kd, idet der tages højde for andelen
på grund af danske landbaserede kilder. Baseret
på scenarier med varierende grad af samlede
reduktioner af kvælstoftilførsel.
Beregn den nødvendige belastningsreduktion som et vægtet
gennemsnit af resultaterne i tidligere fase.
Beregn den nødvendige belastningsreduktion som et
simpelt gennemsnit af resultaterne i tidligere fase.
Udjævn variabiliteten i nødvendig reduktion af
kvælstofbelastningen ved regional
gennemsnitsberegning. Uklart, hvad der var
grundlag for regionsafgrænsningen.
Metamodelsystemer uden en model.
HVIS der er tilstandsinformation tilgængelig, anvendes
typegennemsnitlige hældningskoefficienter for kvælstof-
klorofyl a, kvælstof-Kd og kvælstof-andre indikatorer
(sidstnævnte kun hvis deres tilstand er kendt).
Beregning af vægtet gennemsnit for nødvendig
kvælstofreduktion.
I MODSAT FALD anvendes et typegennemsnit af nødvendig
reduktion.
Metamodelsystemer uden en model.
HVIS der er tilstandsinformation tilgængelig,
anvendes typegennemsnitlige hældningskoefficienter
for kvælstof-klorofyl a, kvælstof-Kd. Beregn
gennemsnit for nødvendig kvælstofreduktion.
I MODSAT FALD anvendes et regionsgennemsnit af
nødvendig reduktion.
Gennemsnitsberegn nødvendig kvælstofreduktion for metamodelsystemer på tværs af statistiske og mekanistiske
tilgange.
HVIS der findes mekanistiske modeller for systemet: Udelad informationen fra den statistiske model, og anvend kun
resultater fra den mekanistiske model.
I MODSAT FALD anvendes resultaterne fra den statistiske model.
Følg reglerne oppefra og ned.
Gennemført!
8.2 Gennemsnitsberegning og
“sammenlægningsaspekter” i proceduren
I denne procedure er begge modeltilgange i vidt omfang uafhængige og fokuserer
på individuelle vandområder. De fire afgørende udligningstrin hænger dog
sammen/griber dog ind i hinanden:
Klorofyl a-måltal gennemsnitsberegnes pr. type ved hjælp af statistiske og
mekanistiske modeller. Som panelet forstår det, gælder dette ikke de
hældningskoefficienter, som fortsat er vandområdespecifikke. I den
videnskabelige dokumentationsrapport retfærdiggøres
gennemsnitsberegning som en måde at nedbringe variabiliteten på. Som
en følge af gennemsnitsberegningen er der en risiko for manglende
overensstemmelse mellem hældningskoefficienter og måltal: Der skal
reduceres mere end 100 % af kvælstofbelastningen. Det er uklart, hvordan
denne problematik løses. Ved reduktioner på >100 % bruges sandsynligvis
det vægtede gennemsnit over indikatorerne som sådan, og de korrigeres
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0038.png
ved gennemsnitsberegningen over indikatorerne.
Den påkrævede belastningsreduktion for de forskellige indikatorer (de
vigtigste er klorofyl a og Kd) gennemsnitsberegnes ret tidligt i processen.
Denne gennemsnitsberegning strider imod “én-ud-alle-ud”-princippet,
som
forskerne tydeligt har defineret, men retfærdiggøres i den videnskabelige
dokumentationsrapport med argumentet om at reducere tilfældig variation i
de påkrævede belastningsreduktioner.
Resultaterne af de mekanistiske modeller med hensyn til den nødvendige
procentuelle belastningsreduktion er geografisk gennemsnitsberegnede,
før det endelige metamodeltrin anvendes på systemer uden
moniteringsdata. Dette trin slører forskellene mellem vandsystemer i
regionerne. I den videnskabelige dokumentationsrapport drøftes dette kort
og retfærdiggøres på basis af observeret variabilitet mellem systemer i
regionerne, som
–
uden decideret argumentation
–
har sammenhæng med
variabilitet i dataene hvad angår systemtilstand. Det står ikke klart for
panelet, hvorfor det skulle retfærdiggøre et forholdsvis drastisk skridt i form
af at begrænse den geografiske differentiering i modelresultaterne. Det er
panelets opfattelse, at dette er et væsentligt skridt i hele proceduren, som
der argumenteres dårligt for.
Statistiske og mekanistiske metamodelresultater gennemsnitsberegnes i
metamodelsystemer. Det er imidlertid ikke tilfældet i individuelt modellerede
systemer, hvor den mekanistiske model har forrang i de tilfælde, hvor begge
modeller er tilgængelige.
Efter panelets opfattelse er det mest problematiske aspekt i proceduren
gennemsnitsberegningen af klorofyl a-referenceværdier (og GM- grænsemålværdier)
på tværs af modeltyper og inden for vandområdetyper. Da typerne er forholdsvis
brede og indeholder vandområder med ret forskellige karakteristika, kan de mistede
lokale detaljer let føre til situationer, hvor der gøres for stor en indsats i et system og
for lille en indsats i et andet. I givet fald vil der ske både et økonomisk og økologisk
effektivitetstab. Hvad dette angår er det informativt at sammenligne de måltal, der
anvendes for Kd og klorofyl a set over alle systemer, hvilket vises i figur 4.
Figur 4. Sammenligning mellem målværdier for Kd og klorofyl a set over alle
vandområder. Målværdier vises som orange kryds. Til sammenligning vises de
gennemsnitlige tilstandsværdier 1990-2012 som blå diamanter.
Regressionslinjerne for de to sæt er bemærkelsesværdigt ens.
Figuren viser, at målværdierne for Kd, baseret på historiske observationer, varierer
temmelig meget inden for hver vandområdetype og i vid udstrækning overlapper
typerne imellem.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
Der er i langt højere grad forskelsbehandling blandt vandområder på basis af Kd
end på basis af de (ensartede) klorofyl a-målværdier, hvilket indikerer, at
sidstnævnte ikke er optimerede til vandområderne.
Gennemsnitsberegningen af de påkrævede belastningsreduktioner på tværs af
indikatorerne (primært klorofyl a og Kd) tidligt i proceduren gør det umuligt at vurdere,
om og hvor meget de endelige resultater hvad angår målbelastningerne afhænger af
denne tilsidesættelse af én-ude-alle-ude-princippet. Hvis det af hensyn til
overensstemmelse med vandrammedirektivets procedurer besluttes, at dette skridt er
uacceptabelt, kan de aktuelle resultater ikke anvendes til at foretage en genberegning.
Der er heller ikke adgang til andre elementer med henblik på at evaluere betydningen
af denne beslutning.
Anvendelsen af fælles klorofyl a-målværdier på tværs af de statistiske og
mekanistiske modeller fører desuden til, at uafhængigheden for de to modeltilgange
forsvinder. Som en følge heraf er det faktisk ikke længere muligt at sammenligne
den påkrævede kvælstofbelastningsreduktion af de to forskellige metoder som en
kontrol af metodologien. Panelet er af den opfattelse, at det ville være bedre at
holde de to metoder adskilt helt indtil sidste fase og herefter foretage en
dybdegående sammenligning, idet der tages hensyn til karakteristikaene for
vandområderne til at forklare eller forstå eventuelle forskelle.
Gennemsnitsberegning af to uafhængige modelresultater i form af
“sammenlægningsmodellering” kan bruges
til at begrænse variation i resultaterne,
men det er ikke nødvendigvis en bedre løsning. Hvis en af metoderne er
forudindtagede (dvs. tydeligt ikke er i stand til at give pålidelige estimater i særlige
systemtyper), er gennemsnitsberegning en dårligere løsning end at udelade den
dårlige forudsigelse. Tilgængeligheden af omfattende databaser vedrørende
næsten alle systemer bør give mulighed for evidensbaseret modelsammenligning
(f.eks. kan der foretages modelsammenligninger med data for systemer, hvor
forudsigelser svinger markant), så der kan træffes velbegrundede valg.
Der er meget lidt belæg for at vælge at give forrang til de mekanistiske modeller, hvor
begge modeller er tilgængelige. Selvom dette valg kunne være velbegrundet (hvilket er
tvivlsomt, da det er umuligt at udføre en uafhængig sammenligning), står det i
modsætning til metamodeltilgangen, hvor begge gennemsnitsberegnes. Konsekvens i
valget ville forbedre den overordnede tilgang.
Efter panelets opfattelse er den geografiske gennemsnitsberegning af de mekanistiske
modelresultater hverken nødvendig eller begrundet. Fra et forvaltningssynspunkt kan
der være gode grunde til at udjævne de påkrævede belastningsreduktioner regionalt,
så der ikke sker bratte ændringer i kravene i for lille skala, hvor kontrol er nærmest
umulig.
Sådanne beslutninger kan imidlertid nemmere træffes på basis af et kort, der viser de
originale modelresultater, så det er muligt at vurdere, om der er et forvaltningsproblem
eller ej. Som det foregår nu, er det uklart, i hvilket omfang den geografiske
gennemsnitsberegning fører til for lille eller for stor indsats i bestemte vandområder,
hvilket resulterer i manglende gennemsigtighed i forvaltningsreglerne.
Sammenfattende anbefaler panelet at udsætte gennemsnitsberegningerne til
procedurens allersidste faser. Det vil bevare de to modeltilgange uafhængige af
hinanden, det vil give mulighed for at estimere følgerne af at tilsidesætte én-ude-alle-
ude-princippet og undgå forvirring på grund af regional gennemsnitsberegning. Som en
konsekvens vil effekterne af de forskellige modelstrategier og indikatorer fortsat være
tydelige i de forskellige resultater på næringsstofreduktionen. Nøje gennemgang og
sammenligning af disse forskelle vil gøre det muligt at træffe oplyste beslutninger
vedrørende valget af strategi.
8.3 Konceptuelle forskelle mellem modeltilgange
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
Der er nogle få steder, hvor den statistiske og den mekanistiske modeltilgang ikke
begrebsmæssigt stemmer overens med hinanden. Det vigtigste punkt er, at den
statistiske model tager højde for yderligere indikatorer, mens de mekanistiske modeller
kun fokuserer på klorofyl a og Kd (selvom det var muligt at gøre det samme her, da alle
relevante variable beregnes i modellen). Selvom det muligvis ikke vil føre til store
forskelle (det kan ikke kontrolleres på baggrund af rapporten), finder panelet, at det
fører til forskellige måder at behandle vandområder afhængigt af den anvendte model,
hvilket er vanskeligt at retfærdiggøre. Som følge af konstateringen af at de sekundære
indikatorer hænger snævert sammen med klorofyl a og næppe kan retfærdiggøres som
uafhængige prøvekarakteristika i økosystemet (se kapitel 4), anbefaler panelet at
udelade disse sekundære indikatorer fra proceduren. Det vil gøre de to modeltilgange
mere sammenlignelige uden et åbenbart tab af information om økosystemet. De
sekundære variable kunne bedre anvendes som underbyggende bevis på behovet for
handling (eller ingen handling) i de relevante vandområder og som dokumentation for
de økologiske resultater, der kan forventes ved regulering af næringsstoftilførslen.
En anden potentiel uregelmæssighed mellem de to modeller er, at den mekanistiske
model udtrykkeligt nævner, hvor meget af afstanden til mål der kan nås alene ved at
reducere dansk landbaseret kvælstofbelastning, mens den statistiske model ikke
foretager denne adskillelse. Sidstnævnte baserer imidlertid sin regressionstilgang på
danske (rettere lokale) landbaserede kvælstofbelastninger, hvilket antyder, at
ræsonnementet sandsynligvis er mere ens, end det umiddelbart ser ud på print.
Generelt er det meget vanskeligt at spore konsekvenserne af denne forskel, men
instinktivt vurderer panelet ikke, at dette er et stort konceptuelt problem. Det kan dog
have konsekvenser i praksis. En sammenligning af uafhængige modelresultater af de
to tilgange vil også give bedre information om dette aspekt.
8.4 Metamodeller
Hvad angår metamodellering bemærker panelet, at typologiens grovhed også har
potentiel indflydelse på udarbejdelse af metamodeller. Det er indlysende, at der er
behov for viden om systemerne (uden prøver eller med få prøver) til metamodellering
for at kunne opsætte de bedste mål og bruge passende hældningskoefficienter. Da den
anvendte typologi er forholdsvis grov, vil de nuværende valg muligvis ikke være
optimale for disse systemer. Her ser panelet en rolle for statistisk modellering, forudsat
at den statistiske model også fokuserer på at forstå og medtage forskelle på tværs af
systemer (i hældningskoefficienter og efterfølgende i mål) som en funktion af
systemernes hydrografiske og morfologiske karakteristika. Især kan betydningen af
ferskvands indflydelse på systemerne og udskylningshastigheden være overordnet for
bestemmelsen af karakteristika. Panelet vurderer, at den regressionsbaserede tilgang
kunne være bedre end en klassifikationstilgang.
Det er panelets opfattelse, at metamodellen er mindre pålidelig for vandområder i
Nordsøen end for andre vandområder. Hvad angår kystsystemer i Nordsøen er
baggrundsmodellen, som i stedet har fokus på Østersøsystemerne, ikke særligt
stærk, og metamodellen tager udgangspunkt i dristige ekstrapoleringer fra systemer
med helt andre økologiske karakteristika. Panelet anbefaler, at Nordsø-fjordene
undersøges nærmere for at kunne forbedre estimaterne af de påkrævede reduktioner
af næringsstofbelastningen, med udgangspunkt i deres meget forskellige fysiske og
økologiske karakteristika og på det meget forskellige udgangspunkt (OSPAR-
interkalibrering) for referencer og mål.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
9. Evaluering af målbelastningsresultater
Målbelastninger (Maximum Allowable Inputs) definerer den årlige
næringsstofbelastning, i denne sammenhæng kvælstofbelastningen, som er acceptabel
med henblik på at holde et kystområde i en god økologiske tilstand i henhold til
vandrammedirektivet eller give vandområdet mulighed for at vende tilbage til denne
tilstand. Da forvaltning af næringsstofbelastninger er en kompliceret opgave, og
reduktion af næringsstofbelastninger indebærer høje omkostninger, er pålidelige
overordnede og vandområdespecifikke målbelastninger af helt afgørende betydning. I
dette kapitel gør panelet sig overvejelser om, i hvilket omfang de anbefalede
målbelastninger kan anses som tilstrækkeligt pålidelige til at danne grundlag for
politiske og forvaltningsmæssige indsatser.
9.1 De generelle danske målbelastninger i en international
kontekst
Planen for næringsstofreduktioner i HELCOMs handlingsplan for Østersøen blev
revideret på HELCOM-ministermødet i 2013, med udgangspunkt i et nyt og mere
komplet datasæt og en forbedret modeltilgang. Den nye målbelastning stiller,
sammenlignet med referencetilførslerne i 1997-2003 for Østersø-delområderne Kattegat
og de danske stræder, kun krav om en mindre belastningsreduktion på omkring 3 %. I
denne revision indvilligede Danmark i at reducere kvælstofbelastningerne til Østersøen
(både fra land og luft) med 2.890 t/a og fosforbelastningerne med 38 t/a. Den
videnskabelige dokumentationsrapport anbefaler lave kvælstofbelastningsreduktioner
(>10 %) for Vestjylland og de fleste områder af Sjælland samt Lolland og Falster (figur
8.23,
s. 127). Det virker fornuftigt og stemmer godt overens med internationale krav.
Men den videnskabelige dokumentationsrapport stiller krav om meget højere
belastningsreduktioner især på Fyn og i Jylland for at nå målene for god tilstand. Her
har Danmark en situation, der ligner Tysklands kystvande ved Østersøen. Særligt de
indre kystvande, fjorde og bugter i Tyskland kræver højere
kvælstofbelastningsreduktion end krævet i HELCOMs handlingsplan for Østersøen til
at nå god økologisk tilstand. I henhold til de tyske planer skal kvælstofbelastningen fra
de tyske vandløbsområder ved Østersøen reduceres med 21.500 tTN/a, med en
gennemsnitlig højst tilladt samlet kvælstofkoncentration i floder på 2,5 mg/l, hvilket
resulterer i en samlet reduktion på 34 %.
Angående Danmark anbefales en gennemsnitlig generel reduktion på mellem 29 % og
34 % afhængigt af modeltilgangen. Der er mange ligheder hvad angår geomorfologi,
arealanvendelse og -intensitet samt befolknings- og spildevandsrensningsniveau
mellem de tyske og danske Østersøområder, og kystvandene har også mange
ligheder. Den særdeles gode overensstemmelse i de formodede relative reduktionskrav
mellem de to lande indikerer derfor, at værdierne har den rette størrelsesorden og
synes fornuftige.
Pålideligheden i vandområdespecifikke målbelastninger afhænger imidlertid af
tilgangen til beregning af referenceforhold og efterfølgende målforhold, typologien og
typespecifikke mål, de valgte indikatorer, den anvendte vægtning, model- og
metamodeltilgangen samt databehandlingen og -aggregeringen. Det store spørgsmål
er, om der er taget tilstrækkeligt hensyn til alle disse aspekter, og om anvendelsen
har en tilstrækkelig høj kvalitet til at fastlægge pålidelige vandområdespecifikke
målbelastninger og indsatsbehov i forhold til at opnå god økologisk tilstand i de
danske kystvande.
9.2 Historiske vilkår som grundlag for målsætning
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
Processen i den videnskabelige dokumentationsrapport følger
vandrammedirektivets retningslinjer for gennemførelse. Det betyder, at den tager
udgangspunkt i historiske referenceforhold og antager, at disse forhold kan
anvendes som grundlag for definitionen af nuværende og fremtidige mål.
Referenceforholdene beskriver tilstanden af biologiske kvalitetselementer, som ville
findes i en situation med ingen eller kun meget lille forstyrrelse af menneskelig
aktivitet.
Referenceforhold er derfor ikke uberørte forhold. Vandrammedirektivet giver mulighed
for forskellige metoder til beregning af referenceforhold. I lande med mange
moniteringsdata og tilgængelighed af egnede modeller anvendes historiske forhold
normalt som referencetilstand. Med udgangspunkt i datatilgængeligheden refererer
denne periode ofte til en periode omkring 1900, idet man er vidende om, at denne
periode ikke altid afspejler en tilstand med meget lille forstyrrelse fra menneskelige
aktiviteter. På samme måde som Tyskland anvender den videnskabelige
dokumentationsrapport årene omkring 1900 som reference. Panelet anser denne
tilgang som velbegrundet og datagrundlaget for tilstrækkeligt og egnet.
Det er imidlertid åbenlyst, at arealanvendelsen og befolkningstætheden har ændret
sig mellem 1900 og i dag, og forskellige regioner i Danmark har udviklet sig forskelligt
frem mod i dag. År 1900 egner sig desuden godt til at afspejle en høj økologisk
tilstand i landområder, mens byer allerede på det tidspunkt udledte signifikante
mængder af ubehandlet spildevand og forårsagede forurening i omgivelserne over
grænsen for en høj økologisk tilstand.
For definitionen af pålidelige måltal er spørgsmålet i mindre grad hvordan så det ud i
1900, men i stedet hvordan vil referenceforhold se ud i en region, idet der forudsættes
aktuel arealanvendelse og befolkningsmønster. Det betyder, at måltal og
vandområdespecifikke målbelastninger på basis af historiske forhold omkring 1900
indeholder usikkerheder, og for nogle vandområders vedkommende kræver en mere
dybdegående analyse. Dette gælder især for områder, som er kendt for at have
ændret sig markant mellem 1900 og i dag. Panelet er imidlertid enig i, at denne
tilgang er det bedste valg, som fortsat sikrer fuld overensstemmelse med de tekniske
retningslinjer for gennemførelse af vandrammedirektivet.
I Tyskland har den officielle nationale arbejdsgruppe vedrørende mål og
målbelastninger drøftet, om der bør beregnes og overføres referenceforhold til den
aktuelle situation. Tilgangen var at anvende kombinerede modeller for vandløbs- og
havområder og aktuel befolkningstæthed og mønster for arealanvendelse samt de
specifikke historiske emissioner pr. hektar og indbygger til at beregne de resulterende
regionaliserede klorofyl a- og næringsstofkoncentrationer. Tanken var at anvende
værdier som referenceforhold til at tage højde for det faktum, at forskellige regioner
havde udviklet sig forskelligt i de seneste 120 år og for at give mulighed for at
tilvejebringe endnu mere pålidelige vandområdespecifikke måltal. Flertallet i
arbejdsgruppen afviste imidlertid denne fremgangsmåde begrundet i, at den indeholdt
for mange antagelser og ikke fuldt ud levede op til de tekniske retningslinjer for
gennemførelse af vandrammedirektivet. Danmark vil opleve lignende problemer med
denne alternative fremgangsmåde.
9.3 Klimaforandringers betydning for mål og
målbelastninger
Konsekvenser af klimaændringer viser sig kun gradvist over en tidshorisont på årtier,
mens gennemførelsen af vandrammedirektivet og foranstaltningerne til at opnå god
økologisk tilstand skal finde sted inden for et årti. Afhængigt af udledningsscenariet er
konsekvenser af klimaændringer på lande og regioner desuden usikre, de er meget
forskelligartede og er vanskelige at forudsige. Dette emne behandler den
videnskabelige dokumentationsrapport og giver efter vores opfattelse tilstrækkelig
dokumentation og begrundelse for, at klimaændringer ikke er medtaget ved definition af
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
mål og beregning af målbelastninger i Danmark.
En række foranstaltninger til reduktion af næringsstofbelastning i vandløbsområder har
imidlertid først fuld effekt efter årtier. Der vil højst sandsynligt være store konsekvenser
af klimaændringer på danske kystvande som følge af ændrede næringsstofbelastninger
på grund af ændrede geografiske og sæsonmæssige nedbørs- og udledningsmønstre.
Derfor bør forbundne vandløbsområde-, kystvands- og havmodeller anvendt til
vurdering af foranstaltningers virkning i området tage højde for klimaændringers effekt
på vandområdebelastninger og ændringer i forholdet mellem næringsstoffer.
Klimaændringer kan dog også påvirke indre processer i kystvande. Riemann et al
(2016) påpeger for eksempel, at hyppigere stratificering og højdere vandtemperaturer
formodes at have hæmmet forbedringen af iltforholdene i bundvandene og modvirket de
forventede positive effekter af reducerede næringsstoftilførsler i Danmark.
9.4 Typologiens relevans for målbelastninger
Som anført i kapitel 3 er det panelets opfattelse, at den danske typologi, som anvendes i
den videnskabelige dokumentationsrapport ikke i tilstrækkelig grad afspejler de mange
danske fjorde og indre farvandes individuelle karakteristika. Det gælder også for
typologien i rapporten fremstillet af Dahl et al (2005). Typespecifikke mål for
indikatorerne, især klorofyl a, som anvendes på en lang række væsentligt forskellige
vandområder, afspejler ikke i tilstrækkelig grad deres karakteristika og adfærd i forhold
til belastningsreduktioner. Konsekvensen er mindre pålidelige vandområdespecifikke
målbelastninger. Det kan føre til undervurdering af den påkrævede belastningsreduktion
for nogle vandområder og overvurdering for andre.
9.5 Indikatorvalgets relevans for målbelastninger
Panelet er enig i, at klorofyl a er en nøgleindikator, og at kystvandsspecifikke klorofyl a-
koncentrationer udgør et solidt grundlag for beregning af vandområdespecifik
målbelastning. Panel er desuden enig i, at vandgennemsigtigheden skal genskabes
som en afgørende forudsætning for at muliggøre genoprettelse af ålegræs i kystvande.
Kd kan bruges som indikator til at beskrive egnede vækstbetingelser for ålegræs.
Ålegræs kan bruges til at indikere tilstanden af makofyter, et biologisk element i
vandrammedirektivet. Derfor har Kd potentiale til at være en vigtig parameter for
beregning af målbelastninger.
Som det dog påpeges i kapitel 4, er relationen mellem Kd i kystvande og ekstern
næringsstofbelastning til tider meget svag. Derudover har Kd og den utilstrækkelige
relation forskellige konsekvenser for og behandles forskelligt i de mekanistiske og
statistiske modeløvelser. I den statistiske modeltilgang forårsager anvendelsen af Kd for
eksempel i nogle tilfælde umulige krav om kvælstofbelastningsreduktioner på over 100
%. Kd udviser desuden langsom reaktion på belastningsreduktion, dataene har stor
spredning, og det viser en sammenhæng til klorofyl a.
Alt i alt anser vi Kd som en mindre egnet indikator i mange danske vandområder ved
kysterne. Det skal undgås at lægge stærk vægt på Kd i beregning af målbelastningen,
da det vil skabe usikkerhed i den vandområdespecifikke målbelastning. Kapitel 4
anviser mulige løsninger til at afhjælpe eller i hvert fald håndtere nogle af disse
problemer. I den videnskabelige dokumentationrapport nævnes ind imellem andre
indikatorer, som anvendes i den statistiske model. Vi ser ingen væsentlig fordel i disse
indikatorer med henblik på beregningen af målbelastninger, da de ikke tilvejebringer
væsentligt nye oplysninger eller viser korrelationer med eksisterende indikatorer.
9.6 Modelkvalitetens og modeltilgangens relevans for
målbelastninger
Generelt har den mekanistiske model et stort potentiale hvad angår beregning af
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
vandområdespecifikke målbelastninger, men i den aktuelle tilstand dækker den ikke alle
vandområder. Den statistiske modellering tager udgangspunkt i virkelige
moniteringsdata, og i de fleste kystvandsområder kan den anvendes som et værdifuldt
værktøj til at vurdere langsigtede tendenser og mekanistisk modeleffekt. Som beskrevet
i kapitel 8 er modelanvendelsen og processen med at beregne vandområdespecifikke
målbelastninger kompleks og ikke fuldt ud overbevisende. Mest problematisk er
gennemsnitsberegningen af klorofyl a-referenceværdierne på tværs af begge modeller
og inden for én kystvandtype. Det har samtidig negative konsekvenser for de
metamodellerede vandområder.
9.7 Konklusion og perspektiver
Mange af disse aspekter og mangler blev også nævnt og påpeget af en række
interessenter. Panelet samlede interessentkommentarerne og undersøgte ret
detaljeret målbelastningen for specifikke områder med meget høje krav til
næringsstofbelastningsreduktion. Alt i alt deler panelet langt hen ad vejen
interessenternes betænkeligheder.
Beregningen af vandområdespecifik målbelastning er en udfordrende opgave, som
potentielt har en stor fordel: Det giver mulighed for udvikling af vandområdespecifkke
forvaltningsmuligheder og -løsninger. Til dette formål bør kystvands- og havmodellerne
kombineres med vandløbsmodellerne, for at stille information til rådighed om det
kvantitative potentiale og effektiviteten af enkeltforanstaltninger (eller flere
foranstaltninger) og om belastningsreduktionsscenarier for kystmodeller. Hvis
vandløbsmodellerne er i stand til at give næringsstofbelastningsdata på månedsbasis,
vil det muliggøre udvikling af scenarier, der tager højde for udledningernes
sæsonbestemthed. En vurdering af, hvordan sæsondifferentierede udledninger påvirker
tilstanden af kystvandområder, kan føre til optimeret, omkostningseffektiv forvaltning.
Når der tages hensyn til alle aspekter og tilhørende problemer, er det panelets
opfattelse, at vandområdespecifikke målbelastninger ikke er tilstrækkeligt pålidelige til at
kunne anvendes som basis for beslutningstagning og planlægning af foranstaltninger til
belastningsreduktion. Herudover håndterer målbelastningen kun
kvælstofbelastningsreduktioner og udelader muligheden for potentielt at forvalte
vandområder via fosforbelastningsreduktion. Men der er modeller, kompetencer og data
til rådighed i Danmark, der kan tage den udfordring op, der ligger i at beregne
vandområdespecifikke målbelastninger. Selv en modificeret bearbejdning af de
eksisterende modelresultater kan føre til meget mere pålidelige målbelastninger.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
10. Samlet vurdering og konklusioner
Vandrammedirektivet har til formål at genskabe god økologisk tilstand i
overfladevandet i Europa. Den videnskabelige dokumentationsrapport foreslår tiltag til
reduktion af næringsstofbelastningen for at opnå denne gode økologiske tilstand i
danske overgangs- og kystvande. Panelet støtter fuldt ud næringsstofreduktioner som
et nødvendigt krav til opnåelse af denne gode økologiske tilstand og understreger
vigtigheden af næringsstofforhold som en modererende faktor i vekselvirkning med
yderligere foranstaltninger, der er truffet for at forbedre økosystemets tilstand.
Sammenlignet med mange andre europæiske lande råder Danmark over fremragende
databaser, modeller og videnskabelig ekspertise som grundlag for gennemførelsen af
vandrammedirektivet. Det glædede panelet at se, at disse ressourcer er mobiliseret med
henblik på at opnå en førende position i Europa. Panelet var imponeret over åbenheden
og gennemsigtigheden i samarbejdet mellem regering, forskere og interessenter og af
det høje intellektuelle niveau i drøftelserne. Denne åbne udveksling af ideer og
holdninger er et perfekt udgangspunkt for en yderligere forbedring af det videnskabelige
grundlag for implementering af vandrammedirektivet.
Panelet har gennemgået valget af indikatorer og procedurer inden for rammerne af
krav og specifikationer i VRD og konstaterede, at indikatorerne, metoderne til at
fastslå referenceforhold og metoderne til at fastslå nødvendige foranstaltninger er i
overensstemmelse med VRD. Den danske gennemførelse er baseret på enten
direkte historisk observation eller modelbestemmelse på baggrund af
referenceforhold. Der er kun i lav grad eller slet ikke tale om ukontrollerbare
“ekspertskøn”. I den henseende opnår de danske modeller den højst mulige standard
for gennemførelse af vandrammedirektivet.
Panelet har analyseret konsekvenserne af at anvende en forholdsvis grov typologi for
kystvandene til at beregne referenceforhold, mål og højst tilladte tilførsel af kvælstof
(målbelastning). Panelets konklusion er, at anvendelsen af en grov typologi har ført til
reduktionskrav, som ikke er optimale for alle farvande. Panelet er overbevist om, at fuld
udnyttelse af tilgængelige data og modeller vil gøre det muligt for Danmark at give afkald
på typologien og udvikle avancerede, specifikke reduktionsmål for hvert enkelt farvand.
Panelet anbefaler at benytte en detaljeringsgrad svarende til vandområdeniveau
gennem hele den videnskabelige proces. Der bør først besluttes regional
gruppeinddeling af reduktionsforanstaltninger, når de videnskabelige råd omsættes til
handlingsplaner.
Panelet har analyseret de anvendte indikatorer og konkluderer, at klorofyl er en
hensigtsmæssig interkalibreret indikator for fytoplankton, mens Kd er mindre optimal
som indikator for bentiske angiospermae og makrofyter. De andre indikatorer, som kun
anvendes i de statistiske modeller, er for øjeblikket forbundet med metodologiske
problemer og er endnu ikke tilstrækkeligt modne til at blive medtaget i
handlingsplanerne. Panelet har identificeret lovende udviklinger i udarbejdelse af
modellerne når det gælder angiospermae- og makrofytindikatorer og er kommet med
anbefalinger til, hvordan indikatorerne kan udvides og udvikles i fremtiden.
I lyset af den store indsats man har gjort tidligere i forhold til at fjerne
fosforbelastningen fra punktkilder, bakker panelet op om, at den videnskabelige
dokumentationsrapport har lagt vægt på at nedbringe kvælstofbelastningen fra
diffuse kilder. Der kunne dog, i det mindste principielt set, suppleres med reduceret
fosforbelastning og sæsonbestemt regulering af kvælstofbelastningen . Panelet er af
den opfattelse, at disse muligheder fortjener yderligere videnskabelig undersøgelse,
især i vandområder, hvor det er nødvendigt med en stor indsats for at nedbringe
kvælstofbelastningen.
Selvom det ved første øjekast kan synes overflødigt at vedligeholde to parallelle
modeltyper (statistisk og mekanistisk), anbefaler panelet på det stærkeste at fastholde
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
begge typer. I lyset af de mange tilgængelige data giver dette en enestående mulighed
for evidensbaseret kontrol af mekanistiske modelresultater. Panelet vurderer den
mekanistiske model som et avanceret og meget omfattende værktøj, men
understreger, at uafhængig kontrol af data samt analyse af usikkerhedsmomenter
fortsat er nødvendig og kan gennemføres med den statistiske tilgang. Denne
sammenhæng kan optimeres ved at forbedre tilgangen og metoderne i den statistiske
model.
Panelet støtter den generelle logik i metodologien vedrørende definition af reference-
og målværdier ud fra modellerne og beregning af den påkrævede reduktion af
kvælstofbelastningen for at nå de opstillede mål. Panelet har identificeret en række
steder i processen, hvor der finder gennemsnitsberegning sted. Det fører til indbyrdes
afhængighed mellem modeltyperne, lavere indikatordetaljeringsgrad og lavere
geografisk detaljeringsgrad. Det gør også proceduren mere kompleks og gør den
meget vanskelig at forstå. Ingen af disse lavere detaljeringsgrader er nødvendige, da
modelresultaterne og databasen giver mulighed for en fuldstændig transparent
udledning af, hvilken næringsstofreduktion der er nødvendig for hvert enkelt
vandområde.
Som opsummering på disse forskellige aspekter af arbejdet anser panelet det som
positivt, at nedbringelse af næringsstofbelastningen er baseret på
solid
videnskabelig
evidens og generelt set modelleringstilgange af en høj kvalitet. Panelet stiller sig meget
positivt over for, at elementet ekspertskøn stort set er fraværende i arbejdet, og er af
den opfattelse, at elementet, i de få tilfælde hvor det faktisk optræder, er unødvendigt og
kan fjernes. Det generelle (landegennemsnitlige) niveau for den nødvendige reduktion af
næringsstofbelastning står sig godt i sammenligning med uafhængige indsatser i
lignende områder og virker til at være en
robust
målestok for behovet. Samtidig
vurderer panelet, at den geografiske detaljeringsgrad af de påkrævede indsatser er
unødvendigt grov.
Panelet er overbevist om, at den righoldige database, kombineret
med en
forbedret statistisk tilgang
og de mekanistiske modelværktøjer med høj
detaljeringsgrad giver mulighed for at opnå forbedrede vandområdespecifikke
målbelastningsværdier. Aktuel videnskabelig viden støtter det synspunkt, at den
foreslåede samlede reduktion er
nødvendig,
men der er ikke garanti for, at den vil være
tilstrækkelig.
Særligt hvad angår bentisk angiospermae og makrofyter kan der være behov for
supplerende tiltag.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
11. Anbefalinger til det videre arbejde
Monitering:
Det nationale danske moniteringsprogram, som er anvendt i den
videnskabelige dokumentationsrapport, omfatter flere end 90 stationer langs kysten og
i havet. Det er meget omfattende og er generelt godt afstemt efter kravene i
vandrammedirektivet. Det danner grundlag for videreudvikling af modellerne, for de
fleste beregninger og er nødvendigt for at kunne evaluere foranstaltningernes succes,
og om målene i vandrammedirektivet er nået. Panelet anbefaler at vedligeholde dette
moniteringssystem i fuld skala og vurdere, om der er behov for supplerende
moniteringsstationer med henblik på vandområdespecifik forvaltning.
Typologi:
Typologien har svagheder i forhold til at afspejle fjordområdernes individuelle
karakteristika. I stedet for at foreslå forbedring af den eksisterende typologi anbefaler vi
beregning af referenceforhold og mål for hvert af de 119 vandområder i Danmark.
Danmark er et af de få lande i Europa, som har de nødvendige data og modeller samt
den nødvendige ekspertise til rådighed for en så omfattende tilgang. Ved at tage højde
for hvert enkelt vandområdes specifikke vilkår og individuelle karakteristika kan de
beregnede mål og den vandområdespecifikke højst tilladte tilførsel optimeres og føre til
et minimalt spild af ressourcer. Der kan opbygges en robust typologi til
interkalibreringsformål på basis af resultaterne af de vandområdespecifikke analyser.
Valg af indikatorer:
Klorofyl er en generelt accepteret og interkalibreret indikator for
fytoplankton. Kd har imidlertid visse begrænsninger som et mål for makrofyter og
angiospermae. Panelet anbefaler at bygge videre på den nylige indsats for at udvikle
omfattende modeller for ålegræs med henblik på at finde en bedre indikator for
makrofyter, men anbefaler at beholde Kd som et alternativ indtil videre. De andre
indikatorer, som anvendes i de statistiske modeller, behandler vigtige økologiske
spørgsmål, men er ikke modne i den forstand, at de mangler en klar kvantitativ relation
til næringsstofbelastning. Panelet anbefaler at udelade disse fra den aktuelle
modellering og udvikle målrettede modeller med henblik på inddragelse af disse i
indikatorsystemet.
Statistisk modellering:
Panelet ser store fordele i strategien med at vedligeholde to
uafhængige modeltyper: én baseret på statistisk dataanalyse og den anden baseret på
mekanistisk modellering. Panelet anbefaler at omlægge den statistiske modellering i
retning mod en optimal vurdering af langsigtede hældningskoefficienter af indikatorerne
for næringsstofbelastning på en analyserende måde på tværs af systemerne og som
udgangspunkt beholde både kvælstof- og fosforbelastning som forklarende variable.
Panelet anbefaler at uddybe usikkerhedsanalysen i den statistiske model og mener, at
dette arbejde kan blive lettere, når der er valgt en enkelt avanceret modeltilgang på
tværs af systemerne.
Mekanistiske modeller:
De mekanistiske modeller er af den nyeste slags, både hvad
angår numerisk metode og omfattede processer. De er effektive værktøjer, når det
handler om at tilvejebringe et sundt videnskabeligt grundlag for gennemførelse af
vandrammedirektivet i Danmark. Det er dog en mangel, at de ikke dækker alle
vandområder. Som et resultat heraf er der anvendt forskellige tilgange til at definere
referenceforhold, mål og målbelastninger i forskellige vandområder. Vi anbefaler at
udvide en mekanistisk modeltilgang til at omfatte så mange vandområder som muligt
for at sikre, at der i fremtiden kan anvendes en ensartet metodologi til at definere
vandområdespecifikke målbelastninger.
Metoder til at fastlægge mål og målbelastninger af modellerne:
Panelet anbefaler
at forenkle beregningsproceduren ved at fjerne gennemsnitsberegningen af modeller,
indikatorer, vandområder af samme type og vandområder på regionalt plan. På denne
måde tydeliggøres forskelle og ligheder mellem modeltilgange, indikatorer og
vandområder, og disse vil kunne underkastes yderligere analyse. Krydskontrol af
resultaterne af den statistiske og mekanistiske modeltilgang i systemer, hvor begge er
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
tilgængelige, danner grundlag for ekstrapolering til alle systemer. Panelet anbefaler at
udlede en målbelastning pr. vandområde på denne måde og først beslutte på et senere
stadie at foretage regional gennemsnitsberegning eller sammenlægning, når de
videnskabelige resultater er omsat til handlinger.
Interaktion med vandløbsområder:
Vandløbsmodeller muliggør beregning af
potentialet til at reducere kvælstof- og fosforbelastningen i hvert enkelt
vandløbsområde, udviklingen af vandområdespecifikke scenarier til nedbringelse af
kvælstof- og fosforbelastningen og omkostningsoverslag. De giver desuden mulighed
for at håndtere sæsonbestemt belastning og begrænsningsmønstre. Panelet anbefaler
en kombination af vandløbs- og kystvandsmodeller for at muliggøre udvikling af
optimeret vandområdespecifik forvaltning, som tager højde for både kvælstof og fosfor.
International tilgang:
De tekniske retningslinjer for gennemførelse af
vandrammedirektivet kræver en ensartet tilgang i alle medlemsstater. Som en
konsekvens heraf ligner krav, modeller og udfordringer hinanden i forskellige lande.
Vandrammedirektivet indebærer desuden interkalibrering og harmonisering af mål med
nabolande. Derfor anbefaler panelet en koordineret fælles videnskabelig tilgang, især
mellem Danmark, Tyskland og Sverige.
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0049.png
12. Liste over henvisninger
Andersen, J.H., Harvey, T., Kallenbach, E., Murray, C., Al-Hamdani, Z., Stock, A. (2017).
Under the Surface. Report L.NR. 7128-2017 DK6 af NIVA Denmark.
Birk, S., Willby, N.J. , Kelly, M.G., Bonne, W., Borja, A., Poikane, S. , van de Bund,
W. (2013). Intercalibrating Classifications of Ecological Status: Europe's Quest
for Common Management Objectives for Aquatic Ecosystems. Sci Total
Environ 454-455, 490-499.
Borja, A., Prins, T.C., Simboura, N., Andersen, J.H., Berg, T., Marques, J.C., Neto,
J.M., Papadopoulou, N., Reker, J., Teixeira, H. and Uusitalo, L., 2014. Tales
from a thousand and one ways to integrate marine ecosystem components when
assessing the environmental status. Frontiers in Marine Science, 1, p.72.
Canal-Vergés P, Petersen JK, Rasmussen EK, Erichsen AC, Flindt MR (2016)
Validating GIS tool to assess eelgrass potential recovery in the Limfjorden
(Denmark). Ecological Modelling 338:135-148.
http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolmodel.2016.04.023.
Christensen et al. (udgiver)
Refereret til i den videnskabelige dokumentationsrapport,
men ikke fundet
Cloern, J.E. (2001). Our evolving conceptual model of the coastal
eutrophication problem. Marine Ecology Progress Series, 210, 223-253.
Dahl K (red.), Andersen JH (red.), Riemann B (red.), Carstensen J, Christiansen
T, Krause-Jensen D, Josefson AB, Larsen MM, Petersen JK, Rasmussen
MB, Stand J (2005) Redskaber til vurdering af miljø- og naturkvalitet i de
danske farvande. Typeinddeling, udvalgte indikatorer og eksempler på
klassifikation. Danmarks Miljøundersøgelser. 158 s. - Faglig rapport fra DMU
nr. 535.
Droop, M.R. (1968). Vitamin B12 and marine ecology IV: the kinetics of uptake,
growth and inhibition in Monochrysis lutheri. J. Mar Biol. Ass UK, 48, 689-733.
Eilola, K., Gustafsson, B. G., Kuznetsov, I., Meier, H. M., Neumann, T., & Savchuk, O.
P. (2011). Evaluation of biogeochemical cycles in an ensemble of three state-of-
the- art numerical models of the Baltic Sea. Journal of Marine Systems, 88, 267-
284.
Flindt, M. R., Rasmussen, E. K., Valdemarsen, T., Erichsen, A., Kaas, H., &
Canal- Vergés, P. (2016). Using a GIS-tool to evaluate potential eelgrass
reestablishment in estuaries. Ecological Modelling, 338, 122-134.
http://doi.org/10.1016/j.ecolmodel.2016.07.005
HELCOM. (2013). Summary report on the development of revised Maximum Allowable
Inputs (MAI) and updated Country Allocated Reduction Targets (CART) of the
Baltic Sea Action Plan. Background Document for the 2013 HELCOM
Ministerial Meeting, 1-23.
Kuusemäe, K., Rasmussen, E. K., Canal-Vergés, P., & Flindt, M. R. (2016).
Modelling stressors on the eelgrass recovery process in two Danish estuaries.
Ecological
Modelling,
333,
11-42.
http://doi.org/10.1016/j.ecolmodel.2016.04.008
Malve, O., Qian, S. 2006. Estimating nutrients and chlorophyll a relationships in
Finnish Lakes. Environmental Science & Technology, 40(24),pp. 7848-7853.
DOI: 10.1021/es061359b.
Markager S, Storm L, Stedmon C (2006) Limfjordens miljøtilstand 1985 til 2003.
Sammenhæng mellem næringsstoftilførsler, klima og hydrografi belyst ved hjælp
 MOF, Alm.del - 2017-18 - Bilag 35: Rapporten fra det internationale ekspertpanel om evaluering af de danske marine modeller
1828811_0050.png
af empiriske modeller. Danmarks Miljøundersøgelser. 219 s. - Faglig rapport
fra DMU, nr. 577.
Orth RJ, Moore KA, Marion SR, Wilcox DJ, Parrish DB (2012) Seed addition
facilitates eelgrass recovery in a coastal bay system. Marine Ecology Progress
Series 448:177-195.
Rasmussen, B., & Josefson, A. B. (2002). Consistent Estimates for the Residence
Time of Micro-tidal Estuaries.
Estuarine, Coastal and Shelf Science, 54(1),
65-
73.
http://doi.org/10.1006/ecss.2001.0836
Riemann, B., Carstensen, J., Dahl, K., Fossing, H., Hansen, J. W., Jakobsen, H. H., et
al (2016). Recovery of Danish Coastal Ecosystems After Reductions in Nutrient
Loading: A Holistic Ecosystem Approach.
Estuaries and Coasts, 39(1),
82-97.
http://doi.org/10.1007/s12237-015-9980-0
Scavia D, Rabalais NN, Turner RE, Justić D, Wiseman WJ (2003) Predicting the
response of Gulf of Mexico hypoxia to variations in Mississippi River
nitrogen load. Limnology and Oceanography 48:951-956.
doi:10.4319/lo.2003.48.3.0951
Schernewski, G., Friedland, R., Carstens, M., Hirt, U., Leujak, W., Nausch, G.,
Neumann, T., Petenati, T., Sagert, S., Wasmund, N., von Weber, M. (2015).
Implementation of European marine policy: New water quality targets for
German Baltic waters.
Marine Policy,
51, 305-321.
https://doi.org/10.1016/j.marpol.2014.09.002.
Timmermann, K., Dinesen, G. E., Markager, S., Ravn-Jonsen, L., Bassompierre, M.,
Roth, E., & Støttrup, J. G. (2014). Development and Use of a Bioeconomic
Model for Management of Mussel Fisheries under Different Nutrient Regimes in
the Temperate Estuary of the Limfjord, Denmark.
Ecology and Society, 19(1),
art
14- 11.
http://doi.org/10.5751/ES-06041-190114
van der Heide T, van Nes E., van Katwijk MM, Olff H, Smolders AJ (2011) Positive
Feedbacks in Seagrass Ecosystems
–
Evidence from Large-Scale
Empirical Data. PLoS ONE 6(1): e16504.