MOF, Alm.del - 2020-21 - Endeligt svar på spørgsmål 563: Spm. om, hvilke indsatser der ligger i de nuværende vandplaner i forhold til at sikre, at ålegræssets udbredelse øges, til miljøministeren

Miljø- og Fødevareudvalget 2020-21
MOF Alm.del
Offentligt

Menneskeskabte påvirkninger af havet –

Andre

presfaktorer end næringsstoffer og

klimaforandringer

DTU Aqua-rapport nr. 336-2018

Af Jens Kjerulf Petersen

(red.), Andrea-Pil Sussie Holm

, Asbjørn Christensen

, Dionysios

Krekoutiotis

, Hans Jakobsen

, Hans Sanderson

, Heidi Andreasen

, Henrik Gislason

, Jakob

Strand

, Jane Behrens

, Jens Würgler Hansen

, Jon Christian Svendsen

, Karen Timmermann

, Lene

Friis Møller

, Lis Bach

, Martin Mørk Larsen

, Martina Zrust

, Mette Møller Nielsen

, Ole Ritzau

Eigaard

, Pernille Nielsen

, Peter Anton Stæhr

, Signe Høgslund

og Torkel Gissel Nielsen

DTU Aqua, Danmarks Tekniske Universitet

Institut for Bioscience, Aarhus Universitet

Institut for Miljøvidenskab, Aarhus Universitet

Kolofon

Titel:

Menneskeskabte påvirkninger af havet – Andre presfaktorer end næringsstoffer

og klimaforandringer

Jens Kjerulf Petersen

(red.), Andrea-Pil Sussie Holm

, Asbjørn Christensen

Dionysios Krekoutiotis

, Hans Jakobsen

,, Hans Sanderson

, Heidi Andreasen

Henrik Gislason

, Jakob Strand

, Jane Behrens

, Jens Würgler Hansen

, Jon

Christian Svendsen

, Karen Timmermann

, Lene Friis Møller

, Lis Bach

, Martin

Mørk Larsen

, Martina Zrust

, Mette Møller Nielsen

, Ole Ritzau Eigaard

Pernille Nielsen

, Peter Anton Stæhr

, Signe Høgslund

, Torkel Gissel Nielsen

DTU Aqua, Danmarks Tekniske Universitet

Institut for Bioscience, Aarhus Universitet

Institut for Miljøvidenskab, Aarhus Universitet

Forfattere:

DTU Aqua-rapport nr.:

År:

Reference:

336-2018

November 2018

Petersen, J.K. (red) (2018). Menneskeskabte påvirkninger af havet:– Andre

presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer. DTU Aqua-rapport nr.

336-2018. Institut for Akvatiske Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet.

118 pp. + bilag.

Dansk Skaldyrcenter, Institut for

Akvatiske Ressourcer, Øroddevej 80, 7900 Nykøbing Mors

www.aqua.dtu.dk/publikationer

1395-8216

978-87-7481-258-6

Udgivet af:

Download:

ISSN:

ISBN:

Forord

Vandrammedirektivet foreskriver, at medlemsstaterne i vandområdeplanerne skal ind-

samle og opbevare oplysninger om type og omfang af de signifikante menneskeskabte

belastninger og deres virkninger for overfladevandets tilstand, og at det skal vurderes,

hvor påvirkelig vandområdernes tilstand er over for de anførte belastninger. Forskning

har tidligere vurderet, at den mest betydende presfaktor er belastningen med kvælstof og

fosfor. En række andre presfaktorer kan imidlertid have betydning for tilstanden i det

marine miljø. Miljøstyrelsen har ønsket at udvikle en samlet forskningsbaseret viden om

andre marine presfaktorer - ud over næringsstofbelastning – der kan påvirke den økolo-

giske tilstand i de marine vandområder, jf. Vandrammedirektivet. Resultaterne skal ind-

drages i Vandområdeplan 2021-2027.

Denne rapport er første resultat af et projekt om andre marine presfaktorer igangsat af

Miljøstyrelsen til opfølgning af styrelsens målsætning om øget forskningsbaseret doku-

mentation på området. En gruppe forskere fra Bioscience på Aarhus Universitet og In-

stitut for Akvatiske Ressource på Danmarks Tekniske Universitet har her identificeret

relevante presfaktorer i det kystnære marine miljø, beskrevet hver presfaktors påvirk-

ningsmekanisme(r) og i det omfang, det har været muligt givet en vurdering af de en-

kelte vandområders følsomhed overfor presfaktoren. Endelig har vi forholdt os til et evt.

datagrundlag for videre analyser. Rapporten er udelukkende baseret på eksisterende vi-

denskabelige undersøgelser og der er ikke gennemført selvstændige, nye undersøgelser i

projektet.

I projektet er der planlagt gennemførelse af mere detaljerede analyser af udvalgte pres-

faktorer blandt andet i afhængighed af anbefalingerne i denne rapport. Projektet er ledet

af Jens Kjerulf Petersen, DTU Aqua i samarbejde med en styregruppe bestående af

Anna Rindorf og Henrik Gislason fra DTU Aqua og Karen Timmermann, Signe Høgs-

lund, Jens Würgler Hansen og Henrik Fossing fra AU BIOS.

Vi takker Colin Stedmon, Grete Dinesen, Jørgen L.S. Hansen, Peter Grønkjær, Dorte

Krause-Jensen, Torben Vang og Marie Maar for værdifulde input til tidligere versioner

af dele af denne rapport.

Jørgen Dalskov DTU Aqua og Anja Skjoldborg Hansen DCE har kvalitetssikret denne

rapport.

Nykøbing Mors, november 2018

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Indhold

FORORD ............................................................................................................................................................ 3

SUMMARY ........................................................................................................................................................ 5

1. INDLEDNING: DEFINITIONER OG AFGRÆNSNINGER ................................................................... 7

2. RÅSTOFINDVINDING ............................................................................................................................. 14

3. KLAPNING OG GRAVEAKTIVITET ..................................................................................................... 21

4. FYSISKE KONSTRUKTIONER .............................................................................................................. 34

5. FISKERI ...................................................................................................................................................... 43

6. SKIBSTRAFIK ........................................................................................................................................... 54

7. PLASTIK ..................................................................................................................................................... 59

8. MILJØFARLIGE STOFFER ...................................................................................................................... 68

9. INVASIVE ARTER.................................................................................................................................... 78

10. AMERIKANSK RIBBEGOPLE ............................................................................................................. 83

11. BUTBLÆRET SARGASSOTANG ....................................................................................................... 90

12. STILLEHAVSØSTERS .......................................................................................................................... 98

13. SORTMUNDET KUTLING ................................................................................................................ 106

14. SAMMENFATNING OG DISKUSSION ........................................................................................... 112

BILAG A. REVIEW PROTOKOLLER ...................................................................................................... 119

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Summary

According to the EU Water Framework Directive (WFD) coastal marine waters have to

achieve good ecological state. In order to reach the goal, member states have to analyse

their coastal waters and identify pressure factors that may prevent achievement of good

ecological state. This is done in water plan cycles where analysis of state of the water

bodies according to WFD lead to water plans aiming at addressing pressure factors pre-

venting the water bodies from achieving good ecological state. In previously water

plans, focus has been on the pressure factor nutrient run-off, i.e. nitrogen (N) and phos-

phorous (P), but other pressure factors may influence the ecological state of the coastal

environment.

In this project we have identified a number of anthropogenic pressure factors other than

nutrient run-off and climate change potentially affecting the coastal environment: Sand

and gravel extraction, dredging of shipping lanes and harbours and clipping of the

dredged material, physical constructions (sluices/dams, off-shore windmill farms, har-

bours, coastal protection, bridges and underwater cables), fishery, shipping, plastic

waste incl. micro plastics, hazardous substances (metals, pesticides, biocides, PAH’s,

PCB’s, TBT) and non-indigenous species (NIS). Of the 63 NIS found in Danish waters

according to the national marine monitoring programme (NOVANA), we have selected

4 representative species that all have spread to a broad range of Danish waters, have in-

vasive traits and belong to different phyla: comb jelly

Mnemiopsis leidyi,

Japanes wire-

weed

Sargassum muticum,

Pacific oyster

Crassostrea gigas

and round goby

Neogobius

melanostomus.

In order to analyse potential effects of the identified pressure factors on the coastal wa-

ter bodies as defined in the WFD, we have used a stepwise approach: i) Identification of

documented effect of the pressure factor on the WFD quality elements (phytoplankton,

benthic fauna, angiosperms/eelgrass and macro algae) and/or the WFD supportive ele-

ments (Secchi depth, oxygen depletion) using structured reviews of the scientific litera-

ture; ii) Documented effects are assessed in relation to impact at the level of entire water

bodies, i.e. if the pressure factor in Danish water bodies is of an extent that can be ex-

pected to affect the quality elements and/or supportive elements significantly on the

level of entire water bodies; iii) Identify available data of the pressure factor and assess

if the data are sufficient to analyse the potential impact of the pressure factor on the

quality elements and/or supportive elements; iv) Conclusions with recommendation if

further analysis should be included in relation to 3

generation water plans according to

WFD. In the conclusion, each pressure factor has been ranked according to following

scale:

1. No effect of the pressure factor on the quality elements and/or supportive ele-

ments is documented in the scientific literature.

2. Potential effect(s) of the pressure factor on quality elements and/or supportive

elements has been documented but the effect(s) cannot be expected to have po-

tential significant impact at the level of entire water bodies.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

3. Potential effect(s) of the pressure factor on quality elements and/or supportive

elements has been documented and can be expected to have potential significant

impact at the level of entire water bodies but there is not sufficient data to

demonstrate the potential impact or quantify it.

4. Potential effect(s) of the pressure factor on quality elements and/or supportive

elements has been documented and can be expected to have potential significant

impact at the level of entire water bodies with expectedly sufficient data to

demonstrate the potential impact and quantify it in few Danish water bodies

(<10).

As 4, but for several water bodies.

Based on this ranking method, only pressure factors ranked 4 or 5 is recommended to be

included in preparations for 3

generation water plans.

The analysis documented effects of all the pressure factors reviewed on at least one of

the quality elements. A documented effect could not be identified (ranking: 1) in 27% of

the combinations pressure factor and quality element. In 61% of the potential combina-

tions, effects of the pressure factors on one or more quality elements could be docu-

mented but it was assessed that the potential effect will not be significant on the level of

entire water bodies (ranking: 2). Pressure factors sluices, dredging in shipping lanes,

fishery, TBT,

Sargassum muticum, Mnemiopsis leidyi

and

Neogobius melanostomus

were identified as having a potential significant impact on one or more quality elements

and/or supportive elements at the level of entire water bodies. However, there is not suf-

ficient data to actually demonstrate and quantify the potential impact (ranking: 3) in rel-

evant water bodies of the NIS

Mnemiopsis leidyi

and

Neogobius melanostomus.

TBT re-

ceived a ranking 4 for the quality element benthic fauna but has been phased out and

concentrations in Danish water bodies are declining. It is thus not recommended to ana-

lyse TBT in relation to implementation of 3

generation water plans. Sluices and dams

have documented effects on all quality elements with expectedly sufficient data to

demonstrate the potential effects in several water bodies (ranking: 5). Fishery have doc-

umented effects on the quality elements benthic fauna, macroalgae and angio-

sperms/eelgrass with expectedly sufficient data to demonstrate potential effects in sev-

eral water bodies. Dredging of sediment material in shipping lanes or harbours had doc-

umented effects on angiosperms/eelgrass, macro algae and benthic fauna and can be ex-

pected to have potential significant impact in few Danish water bodies.

In conclusion, it is based on the results of the presented reviews recommended that

sluices/dams, fishery and dredging operations is included in more detailed and specific

analysis of their impact on the quality elements and/or the supportive elements.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

1. Indledning: Definitioner og afgrænsninger

Det er i EU's vandrammedirektiv (VRD) udtrykkeligt defineret, at ”Vand er ikke en al-

mindelig handelsvare, men en værdi, der skal beskyttes, forsvares og behandles som så-

dan.” (http://eur-lex.europa.eu/legal-content/DA/TXT/PDF/?uri=CELEX:02000L0060-

20140101&qid=1413285809481&from=DA ). I forlængelse heraf fastsætter VRD for

overfladevand i de kystnære områder, at der på baggrund af basisanalyser af vandområ-

dernes økologiske tilstand skal udfærdiges vandområdeplaner med det formål at bringe

vandområderne i minimum god økologisk tilstand. Planerne skal blandt andet omfatte

en analyse af effekten af en række antropogene, dvs. menneskeskabte, belastninger af

det marine miljø. VRD foreskriver således, at der i vandområdeplanerne skal indsamles

og opbevares oplysninger om type og omfang af de signifikante menneskeskabte belast-

ninger (de såkaldte presfaktorer), og deres virkninger på overfladevandets tilstand, og at

det skal vurderes, hvor påvirkelig vandområdernes tilstand er over for belastningerne.

Presfaktorer kan afhængig af definitionen omfatte både aktiviteter og deraf afledte til-

førsler og fraførsler. Årsagssammenhæng mellem aktiviteter og effekter er internationalt

beskrevet ved DPSIR-strukturen (Driver-Pressure-State-Impact-Response), hvor aktivi-

teterne (driver) fører til påvirkninger (pressure), som ændrer tilstanden (state), hvilket

fører til en uønsket effekt (impact), der kræver en indsats (response) at modvirke [1].

Aktiviteterne kan både være landbaserede (fx landbrug og industri) eller vandbaserede

(fx skibstrafik og råstofindvinding). Tilførsler og fraførsler afledt af aktiviteterne kan fx

omhandle næringsstoffer og miljøfarlige stoffer. Presfaktorerne kan påvirke miljøtil-

standen ved at forårsage strukturelle og funktionelle ændringer, såsom ændring af habi-

tater og artssammensætning. I dette review er begrebet presfaktor anvendt i en fortolk-

ning, hvor både aktiviteter (fx skibstrafik) og tilførsel (fx invasive arter) indgår.

I både første (2009-15) og anden (2015-21) generations vandområdeplaner er der på

baggrund af faglig dokumentation taget udgangspunkt i, at den mest betydende presfak-

tor for miljøtilstanden i de kystnære marine områder er belastningen med næringsstof-

ferne kvælstof og fosfor, hvoraf kvælstof har størst betydning. Den faglige dokumenta-

tion udgøres bl.a. af det marine modelkompleks [2] og de øvrige forskningsbaserede ud-

redninger, som ligger til grund for anden generations vandområdeplaner (se fx [3] og re-

ferencer heri). I en evaluering af de kvælstofmodeller, der blev brugt i anden genera-

tions vandområdeplaner, fastslår evalueringspanelet, at det er i overensstemmelse med

VRD at fokusere arbejdet med forbedring af den økologiske tilstand i kystvandene på

belastningen med fosfor og især kvælstof [4]. Evalueringspanelet konkluderede dog

yderligere, at det også er vigtigt at inddrage andre presfaktorer end næringsstoffer i de

overordnede vurderinger af, hvordan man (gen)etablerer god økologisk tilstand i kyst-

vandene.

Ud over næringsstoffer findes der en række andre presfaktorer, som kan have betydning

for tilstanden i det marine miljø. Der findes imidlertid ikke en samlet vurdering og

fremstilling af betydningen af disse presfaktorer for miljøtilstanden i de danske område-

planer for kystvandene jf. VRD. Desuden er den eksisterende viden om de enkelte pres-

faktorer og deres potentielle effekt på miljøtilstanden, samt de eventuelle interaktioner

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

mellem presfaktorernes effekter på miljøtilstanden, aldrig blevet hverken samlet eller

kvantificeret. På den baggrund har Miljøstyrelsen ønsket at igangsætte en opsummering

af den forskningsbaserede viden om andre marine presfaktorer end næringsstoffer og

klimaforandringer, der kan påvirke den økologiske tilstand i kystvandene.

1.1 Valg af presfaktorer

I strategien for EU's fælles implementering af VRD bliver det i retningslinjerne herfor

[5] fastslået, at presfaktorer i denne kontekst er defineret som antropogene. Det har som

konsekvens, at evt. ubalancer i økosystemerne i form af fx meget store forekomster af

strandkrabber, søstjerner, muslinger eller ikke-fasthæftede opportunistiske makroalger

ikke er en selvstændig presfaktor. Ubalancer som fx store forekomster af enkelte arter

kan potentielt påvirke kvalitetselementerne, men sådanne ubalancer er et resultat af en

eller flere antropogene presfaktorer eller til nød et udtryk for naturlige fluktuationer i

bestande, og ikke i sig selv en antropogen presfaktor.

For at bestemme betydningen af antropogene presfaktorer – udover kvælstof - har Mil-

jøstyrelsen igangsat eller vil igangsætte selvstændige projekter om fosfor og klimafor-

andringer, og disse presfaktorer indgår derfor ikke i nærværende analyse. Blandt de re-

sterende potentielle presfaktorer i kystvandene er følgende udvalgt til at indgå i en vi-

dere analyse:

•

Råstofindvinding

Klapning og graveaktiviteter

Fysiske konstruktioner

Fiskeri

Skibstrafik

Plastik

Miljøfarlige stoffer

Invasive arter

Valget af presfaktorer er sket som en afvejning mellem relevansprincippet og det miljø-

mæssige forsigtighedsprincip. Enkelte potentielt betydningsfulde presfaktorer er ikke

inkluderet i analysen fx støj, selvom støj indgår som presfaktor i EU’s havstrategidirek-

tiv. Det skyldes, at støj ikke kan anses for at have væsentlig betydning for kvalitetsele-

menterne (se nedenfor) under VRD, der ikke inkluderer kystvandenes fisk, fugle og pat-

tedyr. Dette gælder for de marine danske områder, hvor der ikke indgår såkaldte ”over-

gangsvande”, som er defineret ved at være stærkt påvirket af ferskvandstilførsler og

som medtager fisk som kvalitetselement, men udelukkende kystvande, hvor fisk ikke er

et kvalitetselement. Derudover er presfaktoren stenfiskeri ikke inddraget i analysen.

Stenfiskeri blev helt forbudt pr. 1. januar 2010 [6], men har i medfør af råstofloven af

1996 været stoppet på vanddybder lavere end 6 m siden 1997. Fra 1997-99 foregik der

stenfiskeri på 29 kendte rev i primært åbne farvande, og fra 1999 blev 11 af disse rev

lukket. Enkelte af revene, hvor der fortsat frem til ca. årtusindeskiftet blev foretaget

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

stenfiskeri, lå kystnært, men de fleste lå uden for vandplanområderne (S. Helmig

, pers.

komm.).

Skibstrafik er inkluderet i analysen i henhold til forsigtighedsprincippet, selvom det vir-

ker sandsynligt, at skibstrafik kun vil have meget begrænset betydning for miljøkvalite-

ten i VRD-vandområderne. Ligeledes er miljøfarlige stoffer omfattet af analysen,

selvom betydningen af miljøfarlige stoffer som presfaktor på overfladevandenes økolo-

giske tilstand er underlagt selvstændige standarder for måling af påvirkning, primært i

form af tærskelværdier for de forskellige stofgrupper. Det kan imidlertid ikke på for-

hånd afvises, at de miljøfarlige stoffer også kan have betydning for kvalitetselementerne

og dermed påvirke vurderingen af miljøtilstanden.

Ændringer i sedimentet i form af akkumulering af næringsstoffer og kulstof, ændring i

porøsitet og forøgede koncentrationer af svovlbrinte kan have stor betydning for den

økologiske tilstand af de kystnære vande og på flere måder påvirke kvalitetselemen-

terne. Disse ændringer er typisk en konsekvens af tilførsel af næringsstoffer og organisk

materiale fra land og er derfor afledt af andre antropogene presfaktorer. Om ændringer i

sedimentet og dets struktur i sig selv er en presfaktor, er således ikke indlysende. Effek-

ter af ændringer i sedimentet og betydningen heraf for kvalitetselementerne og dermed

tilstandsvurderingen vil derfor blive behandlet i en selvstændig analyse.

1.2 Kvalitetselementer og indikatorer

I kystvandene skal den økologiske tilstand ifølge VRD-bilag V og den danske Bekendt-

gørelse om Fastlæggelse af Miljømål nr. 1625 af 19/12/2017 primært vurderes på bag-

grund af biologiske forhold repræsenteret ved kvalitetselementerne makroalger, angios-

permer/blomsterplanter (fx ålegræs), fytoplankton og bunddyr. Ydermere kan støttepa-

rametre, der har betydning for de biologiske kvalitetselementer inddrages, eksempelvis

iltkoncentration og sigtdybde. Ved en analyse af effekter af antropogene presfaktorer på

kystvandenes miljø, i relation til udarbejdelse og implementering af vandplaner til opnå-

else af god økologisk tilstand, skal der tages udgangspunkt i disse kvalitetselementer og

støtteparametre og ikke i andre biologiske elementer som fx fisk eller havpattedyr, i be-

regninger af strømme af stof og energi, eller i fødekædernes sammensætning.

For at operationalisere moniteringen af kvalitetselementerne er der udviklet en række

indikatorer, som er interkalibreret med andre lande i de relevante økoregioner. I Dan-

mark anvendes indikatorerne ålegræssets dybdegrænse, koncentration af klorofyl a og

det bentiske fauna-indeks DKI ver. 2 [7]. Ålegræssets dybdegrænse er defineret som

den maksimale dybde, hvor der er observeret mindst 10% dækningsgrad. Rationalet bag

ålegræssets dybdegrænse som indikator og ikke mindst i relation til beregning af ind-

satsbehov har sit udgangspunkt i en negativ korrelation mellem koncentrationen af

kvælstof (TN) og ålegræssets dybdeudbredelse [8]. En anden vigtig årsag til at bruge

ålegræssets dybdegrænse som indikator er, at der findes en del historiske optegnelser,

der kan bruges til at bestemme referencetilstanden. I det marine modelkompleks repræ-

Stig Helmig var i den relevante periode fuldmægtig i Skov & Naturstyrelsen med ansvar for råstofforvaltning.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

senterer Kd (vandets lyssvækkelse) dog ålegræssets dybdegrænse, da ålegræssets poten-

tielle dybdegrænse er tæt knyttet til lysforholdene. Koncentrationen af klorofyl a anven-

des som mål for mængden af fytoplankton. Koncentrationen af klorofyl opgøres i VRD-

sammenhæng som gennemsnittet for sommerperioden. Koncentrationen af klorofyl kor-

relerer positivt med tilførslen af næringsstoffer. DKI ver. 2 er et multimetrisk indeks

som baseres på prøver af bundfauna på blød bund og indeholder tre komponenter,

hvoraf de to vigtigste er Shannon-Wiener diversiteten og AMBI-indekset [9], der hen-

holdsvis angiver artsdiversiteten og arternes følsomhed/tolerance overfor eutrofiering og

forurening.

Fordi indikatorerne primært er udviklet som relationer mellem indikatoren og tilførsel af

næringsstoffer vil de reelt primært reflektere påvirkning af presfaktoren næringsstoffer

og de responderer ikke nødvendigvis lige så kraftigt og konsistent over for andre pres-

faktorer. Dog kan DKI forventes at blive påvirket af flere antropogene presfaktorer. I

denne analyse bliver effekter af presfaktorer i kystvandene derfor vurderet som effekter

på primært kvalitetselementerne og sekundært på støtteparametrene. Indikatorerne ind-

drages kun i det omfang, der er dokumenterede sammenhænge med de til denne analyse

udvalgte presfaktorer.

1.3 Analysen

For at en presfaktor er relevant i regi af VRD, skal der være en dokumenteret påvirk-

ningsmekanisme som klargør, hvordan presfaktoren påvirker kvalitetselementerne og

evt. støtteparametre - det er således ikke i sig selv tilstrækkeligt, at presfaktoren blot er

tilstede i det marine miljø. Da indsatser for at forbedre vandmiljøet bliver planlagt på ni-

veau af vandområder, skal effekten af presfaktoren endvidere kunne detekteres på dette

niveau. Eksempelvis vil en bro henover en fjord nok have en dokumenteret påvirkning

på bundfaunaen i lige de punkter, hvor bropillerne er placeret, men hvis broen i øvrigt

ikke påvirker vandgennemstrømningen væsentligt, vil broen ikke have betydning for

kvalitetselementet bundfauna for fjorden som sådan. Vandområde som afgrænsning for

effekten er valgt fordi, vandområderne er det niveau VRD forvaltes efter. Det medfører,

at størrelse og afgrænsning af vandområderne bliver af betydning for, om en effekt af en

presfaktor bliver detekterbar. Det er imidlertid ikke inde for dette projekts kommisso-

rium at diskutere typologi for vandområderne og der er ikke i analyserne taget stilling til

typologiens betydning for effekter af presfaktorerne.

For at kunne beskrive og dokumentere en evt. betydende påvirkning af en given pres-

faktor på kvalitetselementerne i et vandområde er det endvidere nødvendigt, at der er et

tilstrækkeligt datagrundlag til at analysere den konkrete sammenhæng mellem presfak-

toren og kvalitetselementerne/støtteparametrene. En sådan analyse er nødvendig, når

man skal udforme indsatsplaner, som kan reducere effekterne af påvirkningen, og gen-

skabe en god miljøtilstand. En dataanalyse kræver derfor data på vandområdeniveau om

både presfaktoren og vandkvalitetselementet, gerne over en længere årrække. Der findes

som udgangspunkt data for indikatorer i alle vandområder, om end der for enkelte vand-

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

områder og indikatorer kan være tale om modellerede værdier eller typeværdier fra nær-

liggende vandområder. Derimod findes der ikke nødvendigvis data for de inkluderede

presfaktorer og slet ikke for alle vandområder.

Nærværende analyse af presfaktorer i danske vandområder omfatter for hver enkelt af

de ovennævnte presfaktorer: i) Dokumentation for påvirkningsmekanisme mellem pres-

faktor og kvalitetselementer, støtteparametre eller subsidiært indikatorer gennem review

af den eksisterende videnskabelige litteratur på området; ii) En litteraturbaseret vurde-

ring af relevans, forstået som hvorvidt presfaktoren kan forventes at have betydende ef-

fekt i danske vandområder, det vil sige om presfaktoren med rimelig sandsynlighed kan

ændre tilstandsvurderingen ift. kvalitetsklasserne jf. [10] og ikke kun har fx en meget

lokal effekt; iii) Kortlægning af datagrundlaget for en evt. egentlig analyse i en efterføl-

gende fase, hvor formålet er at vurdere presfaktoren i forhold til de enkelte vandområ-

der. Som konklusion på analysen bliver presfaktorens egnethed til at indgå i beregninger

af indsatsbehov i 3. generations vandplaner vurderet efter en skala 1-5 (se og figur 1.1):

1. Review af den videnskabelige litteratur har ikke kunnet dokumentere effekter af

presfaktoren på kvalitetselementer eller støtteparametrene. Dette kan dække

over, at der enten ikke er effekter, eller at der ikke er gennemført videnskabelige

undersøgelser, der dokumenterer effekter. I begge tilfælde, er der ikke videnska-

beligt belæg for at antage en effekt.

2. Reviewet har dokumenteret effekter, men på baggrund af en videnskabelig vur-

dering kan der ikke forventes potentielt væsentlige effekter på vandområdeni-

veau. Dette dækker fx over, at det af presfaktoren maximalt påvirkede areal ikke

er væsentligt i forhold til det samlede vandområdes areal, eller at ved de aktuelle

koncentrationer/tætheder af presfaktoren i danske vandområder, er der ingen po-

tentiel effekt. Der kan dog godt være lokale effekter af presfaktoren.

3. Presfaktoren har potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau. Der er imid-

lertid ikke data tilgængelige, der rent faktisk kan dokumentere effekten og slet

ikke kvantificere den i relation til indsatsbehov i 3. generations vandplaner.

4. Der er en potentiel væsentlig effekt af presfaktoren på vandområdeniveau og der

er ligeledes potentielt data for presfaktoren til en konkret analyse, der kan afgøre

om der er en faktisk effekt på vandområdeniveau for få særlige (<10) vandområ-

der.

5. Som for 4) dog for flere vandområder (>10).

Det skal bemærkes, at selvom den videnskabelige evaluering vurderer, at der kan være

en potentiel væsentlig effekt af en presfaktor på vandområdeniveau er det ikke det

samme som, at en konkret analyse rent faktisk vil kunne dokumentere en sådan effekt.

Ligeledes kan der være betydelige lokale effekter af en presfaktor uden at dette vil på-

virke miljøtilstanden i et vandområde generelt.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Figur 1.1. Skabelon for vurdering af en presfaktors egnethed til at indgå i analyser af indsatsbehov i 3. generations vandplaner.

Presfaktoren invasive arter omfatter mange forskellige typer organismer, som kan have

meget forskelligartet påvirkningsmekanisme og forventet effekt. Med mere end 160 ar-

ter på MONIS2-bruttolisten over invasive arter, der potentielt kan være tilstede i danske

farvande, er det i praksis umuligt at gennemgå påvirkningsmekanismerne for alle ar-

terne. En del af arterne vil endvidere næppe have en dokumenteret påvirkningsmeka-

nisme endsige have en relevant effekt, og der vil helt sikkert ikke være et tilstrækkeligt

datamateriale til at udføre en egentlig analyse, der kan danne grundlag for en vurdering

af betydningen for langt størstedelen af disse invasive arter. Derfor er der i denne rap-

port en generel introduktion til invasive arter som presfaktor samt en analyse af fire ud-

valgte eksempler.

1.4 Referencer

Oesterwind, D., Rau, R. & Zaiko, A. 2016. Drivers and pressures – Untangling the terms commonly used in

marine science and policy. Journal of Environmental Management 181: 8-15.

Erichsen, A.C. (ed.), Timmermann, K. (ed.), Christensen, J.P.A., Kaas, H., Markager, S. & Møhlenberg, F.

2017. Development of models and methods to support the establishment of Danish River Basin Management

Plans. Scientific documentation. Aarhus University, Department of Bioscience & DHI, 191

pp http://dce.au.dk/fileadmin/dce.au.dk/Udgivelser/Oevrige_udgivelser/RBMP_mod-

els_sd_2017__002_.pdf

Riemann, B., Carstensen, J., Dahl, K., Fossing, H., Hansen, J.W., Jakobsen, H.H., Josefson, A.B., Krause-

Jensen, D., Markager, S., Stæhr, P.A. &Timmermann, K., 2016. Recovery of Danish coastal ecosystems af-

ter reductions in nutrient loading: a holistic ecosystem approach. Estuaries and Coasts, 39(1), pp.82-97.

Implement Consulting Group 2017. International evaluation of the Danish marine models. 19 sept. 2017

(http://mfvm.dk/fileadmin/user_upload/MFVM/Nyheder/Bilag_1_Evalueringsrap-

port_om_de_danske_kvaelstofmodeller__10._oktober_2017-2.pdf)

Anon. 2003. Common implementation strategy for the Water Framework Strategy (2000/60/EC). Guidance

Document No 3. Analysis of pressures and impacts. European Communities ISBN 92-894-5123-8

Lovbekendtgørelse nr. 950 af 24. september 2009. Bekendtgørelse af Lov om Råstoffer.

Miljø- og Planlægningsudvalget 2010-11. Bilag 5. Fastlæggelse af referenceforhold og miljømål samt bereg-

ning af indsatsbehov for de marine områder. Version 4.0

Nielsen SL, Sand-Jensen K, Borum J, & Geertz-Hansen, O. 2002. Depth colonization of Eelgrass (Zostera

marina)

and macroalgae as determined by water transparency in Danish coastal waters. Estuaries

25(5):1025-1032.

Borja, A., Franco, J. & Pérez, V. 2000. A marine biotic index to establish ecological quality of soft-bottom

benthos within European estuarine and coastal environments. Marine Pollution Bulletin 40: 1100-1114.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

10.

Styrelsen for Vand-og Naturforvaltning 2016. Retningslinjer for udarbejdelse af vandområdeplaner 2015-

2021. Intern arbejdsinstruks. https://mst.dk/media/121345/retningslinjer-vandomraadeplaner-for-anden-

planperiode.pdf

Foto: Bent Lauge Madsen.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

2. Råstofindvinding

Råstofindvinding i de danske farvande foregår ved sugning af havbunden enten i form

af stiksugning eller slæbesugning. Ved stiksugning fjernes havbunden inden for mindre

områder af nogle meters omkreds og der i op til mange meters dybde. Ved slæbesug-

ning fjernes havbunden i et større område i et spor på ca. 1,5 m i bredden og 0,2-0,5 m i

dybden. Råstofindvinding af sand, fyldsand, grus og ral/sten i de danske farvande fore-

går inden for udlagte indvindingsområder (figur 2.1). Der må kun indvindes på dybder

>6 m, og der indvindes sjældent på dybder >30 m. Ved samme indvindingsmængde på-

virkes således et langt større areal, hvis indvindingen sker ved slæbesugning end ved

stiksugning. Til gengæld er ændringen i bundmorfologien langt mindre og udjævnes

langt hurtigere efter slæbesugning (måneder til år) end efter stiksugning (mange år til

varigt), og tidsforløbet af reetableringen afhænger også meget af de hydrologiske for-

hold i området [1,2].

I forbindelse med råstofindvinding opstår der store faner af sediment i vandfasen, som

følge af sedimentspildet forbundet med indvindingen. Disse sedimentfaner kan sprede

sig over større områder afhængig af karakteren af råstofindvinding og vind og strøm.

Det mere grovkornede materiale vil sedimentere tæt på indvindingsskibet, mens det

mere finkornede materiale kan sprede sig væsentlig længere væk.

2.1

Teoretiske påvirkningsmekanismer

Råstofindvinding påvirker direkte kvalitetselementerne bundfauna, makroalger og

blomsterplanter ved at fjerne eller ødelægge dem i de berørte områder. Som følge af se-

dimentspredningen ved råstofindvinding er der omkring indvindingsområderne udlagt

en såkaldt påvirkningszone på 500 m, hvor bundplanter, bunddyr, fisk, fugle, havpatte-

dyr og plankton forventes at kunne blive påvirket negativt af sedimentationen.

De dybe huller efter stiksugning kan fungere som sedimentfælder for organisk materi-

ale, som omsættes i bunden af hullerne under forbrug af ilt, hvorved der kan opstå ilt-

svind. Iltsvind hæmmer og evt. helt forhindrer genetablering af dyr og planter i hullerne.

Udvikling af iltsvind i hullerne stimuleres yderligere af, at opblandingen af bundvandet

i hullerne er hæmmet på grund af mindre påvirkning fra strøm og bølger. I de dybe stik-

huller vil plantevækst desuden være hæmmet af de dårligere lysforhold grundet den

større vanddybde og skyggevirkning.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Figur 2.1. Udlagte råstofindvindingsområder i de danske farvande i 2017. Afgrænsningen af de danske farvande fremgår af den fuldt

optrukne linje (Exclusive Economic Zone, EEZ).

2.2 Dokumenterede påvirkninger

Da råstofindvindingen er begrænset til dybder >6 m og oftest foregår i eksponerede om-

råder og i områder uden større sten og andet fast substrat, er der typisk ingen eller kun

ubetydelig tilstedeværelse af blomsterplanter og kun en mindre udbredt forekomst af

makroalger. Desuden bliver der ikke givet tilladelse til indvinding i et område, hvis mil-

jøundersøgelser viser, at der er udbredt dække af bundplanter (ålegræs) i området, lige

som der ikke bliver givet tilladelse til indvinding i naturbeskyttelsesområder [1,3]. Efter

indvinding skal havbunden efterlades med et stabilt sandlag på 1 m tykkelse og med en

så jævn overflade som muligt for at fremme reetableringen af bunddyr og bundplanter.

Hastigheden, hvorved dyr reetableres i et indvindingsområde, varierer meget afhængig

af indvindingsmetode og mellem arter [4,5]. Indvindingen foregår ofte i områder med

forholdsvis stor sedimentdynamik, hvorfor områderne med slæbesugning fysisk og til

dels biologisk vil blive genetableret rimelig hurtigt; men alligevel kan der gå lang tid

(flere år), inden den tidligere artssammensætning og aldersfordeling er genoprettet

[6,7,8]. I områder med stiksugning genetableres den oprindelige biologi meget langsomt

og i nogle tilfælde kun delvist eller slet ikke. Det skyldes blandt andet, at organisk mate-

riale akkumuleres i hullerne, hvilket sammen med den reducerede vandudskiftning i

bunden af hullerne fører til udvikling af iltsvind [6].

Sedimentfanerne og effekterne af dem er typisk relativt kortvarige og vil derfor kun i

mindre grad påvirke de biologiske forhold uden for nærområdet [5,6]. I påvirkningszo-

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

nen skygger sedimentfanen for bundplanter og planteplankton og dermed nedsættes de-

res vækst og reproduktion [4,7,9]. De høje koncentrationer af sediment i vandfasen kan

ved samtidige høje koncentrationer af planteplankton danne aggregater ved flokkulering

(dvs. sammenklumpe) og dermed betragteligt øge hastigheden, hvormed partikler her-

under planteplankton synker ud ad vandsøjlen [7,10,11]. Desuden kan det finkornede

materiale i sedimentfanen reducere fødeindtaget hos nogle bunddyr og helt eller delvist

dække bundplanter og bunddyr, hvor sedimentationen er størst [9,12]. Tolerance for til-

dækning med sediment varierer mellem arter, men for de fleste bunddyr og bundplanter

er påvirkningen først væsentlig, hvis området tilføres ekstra 5-20 cm sediment, og sedi-

mentet bliver liggende i mindst 10 dage [7]. I påvirkningszonen, hvor miljøforholdene

er påvirkede af det nedsynkende materiale fra sedimentfanen, vil dyr og planter endvi-

dere lettere kunne blive stresset af ændringer i andre parametre såsom iltkoncentration,

saltholdighed og temperatur. Men bort set fra i stikhullerne er den forstærkende virk-

ning af evt. ændringer i iltkoncentration i råstofområderne beskedne sammenlignet med

effekterne af selve råstofindvindingen.

En anden effekt af sedimentfanerne er, at der i forbindelse med resuspension af sedi-

mentet frigives næringsstoffer, som kan stimulere væksten af planteplankton – især hvis

den ekstra tilførsel sker på et tidspunkt af året, hvor væksten af planteplankton er be-

grænset af mængden af næringsstoffer [9]. Sedimentfaner kan således både hæmme og

fremme væksten af planteplankton, og det samlede udfald vil afhænge af turbiditet, næ-

ringsstofkoncentration, årstid og andre faktorer og er derfor meget vanskeligt at vurdere.

Men også her gælder, at effekten er kortvarig og fortyndes hurtigt med afstanden til kil-

den og derfor sjældent er væsentlig. Potentielt vil resuspensionen endvidere kunne føre

til en større eksponering over for miljøfarlige stoffer. Men for det første foretages rå-

stofindvindingen ikke i typisk belastede områder, og for det andet er indholdet af miljø-

farlige stoffer typisk lavt i indvindingsområderne, da de hovedsageligt består af sand og

grus, som tilbageholder miljøfarlige stoffer dårligt [6]. Derfor er en forøget påvirkning

fra miljøfarlige stoffer i indvindingsområder ikke eksisterende eller meget begrænset

både i intensitet og varighed.

Samlet set er effekterne fra sedimentfaner dog sjældent væsentlige, da indvindingerne

foregår tidsmæssigt komprimeret, er periodiske og hele tiden flytter til nye områder, og

effekten fortyndes hurtigt med afstanden til kilden [5,6]. Materialet i sedimentfanen vil

derfor hurtigt sedimentere ud og med strømmen fordeles i langt størstedelen af påvirk-

ningszonen i et tyndt og for biologien uproblematisk lag. Desuden sker råstofindvindin-

gen ofte i eksponerede områder på grund af de store forekomster af tilgængelige råstof-

ressourcer, og i disse områder er de fleste arter af bunddyr tilpasset naturlige svingnin-

ger i vandets indhold af suspenderet stof og derfor relativt robuste over for påvirkningen

fra sedimentationen tilknyttet indvindingen [4,7].

Fuld genetablering af havbunden med tilhørende biologi efter råstofindvinding kan vare

fra ganske få år (i spor efter slæbesugning), til at ændringen må anses for nærmest per-

manent (huller efter stiksugning) [4]. For at tage hensyn til, at effekterne af råstofind-

vinding således arealmæssigt kan akkumulere sig over en årrække i et aktivt indvin-

dingsområde, er det antaget (se nedenfor), at råstofindvindingsområdet opgjort for en 5-

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

årig periode er et godt bud på det areal, som i gennemsnit er negativt påvirket af råstof-

indvinding, da reetableringstiderne angivet i litteraturen typisk er i intervallet 1-10 (15)

år [4,5].

2.3 Påvirkningsmekanismens afhængighed af andre faktorer

Effekten af råstofindvindingen vil afhænge af årstiden – også ud over en evt. øget

stresspåvirkning som følge af øget temperatur. Alle de biologiske parametre har en års-

cyklus og forskellige livsstadier, hvor de på nogle tidspunkter er mere følsomme over

for påvirkning end på andre [13]. Det gælder fx bunddyrenes larvestadie, og hvis bund-

planter fjernes, inden de har dannet og smidt frø og sporer.

For råstofindvinding gælder endvidere, at effekten ud over omfanget af selve indvindin-

gen (mængden, dybde, areal, varighed og frekvens) også afhænger af substratsammen-

sætningen samt de hydrologiske og biologiske forhold i indvindingsområdet samt af-

standen til følsomme områder herunder ålegræsbede, vigtige bunddyrssamfund

[6,8,13,14].

2.4 Påvirkningens relative betydning

Den årlige råstofindvinding på havet varierede i perioden 1990-2016 mellem 4 og 13

mio. m

med et gennemsnit på godt 7 mio. m

(figur 2.2).

Råstofindvinding på havet

14.000

12.000

Mængde (1.000 m

)

10.000

8.000

6.000

4.000

2.000

1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012 2014 2016

Figur 2.2. Årlige mængder af råstofindvinding i danske farvande i perioden 1990-2016.

I 2017 var der udlagt godt 100 indvindingsområder i de danske farvande, som tilsam-

men dækkede et areal på ca. 650 km

(figur 2.1). Omkring år 2000 var der udlagt ca.

150 områder, som tilsammen dækkede ca. 900 km

heraf 815 km

overgangsområder

[15]. En analyse af indvindingerne i overgangsområderne i perioden 1997-2001 viste, at

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

indvindingerne overvejende skete ved stiksugning, at der på årsbasis kun foregik ind-

vinding i

⅔

af de udlagte områder, at der i mere end 80% af områderne i gennemsnit

blev indvundet mindre end én last om ugen, og at der kun blev indvundet mere end én

last om dagen i 4% af områderne [15]. For den 5-årige periode blev det ud fra indvin-

dingsmængderne og en anslået gennemsnitlig indvindingsdybde beregnet, at det reelt

påvirkede indvindingsareal udgjorde ca. 25 km

(4-7 km

pr. år), hvilket svarer til 3% af

det udlagte areal og 0,02 % af arealet af de danske farvande (ca. 105.000 km

Det har ikke været muligt at lave en tilsvarende arealberegning for en nyere 5-årig peri-

oden (2012-2016). Men i begge 5-årige perioder (1997-2001 og 2012-2016) blev der i

gennemsnit årligt indvundet godt 8 mio. m

. Da indvindingsmængden i de to perioder er

næsten ens (selv om indvindingen i den nyere periode er fordelt på færre indvindings-

områder) og metoden til indvindingen ikke har ændret sig væsentligt er det rimeligt at

antage, at det reelt påvirkede indvindingsareal i perioden 2012-2016 har været af samme

størrelsesorden som i perioden 1997-2001, dvs. ca. 25 km

Det samlede kystnære areal omfattet af vandrammedirektivet udgøres af de 119 vand-

områder (1 sømil), som tilsammen dækker et areal på ca. 20.300 km

. Af de ca. 650 km

udlagte indvindingsområder i 2017 ligger omtrent en fjerdedel (ca. 170 km

) inden for

vandområderne. Det vil sige, at inden for vandområderne kan ca. 1% af arealet potenti-

elt blive udsat for råstofindvinding over en 5-årig periode. Hvis det antages, at det reelt

påvirkede areal i perioden 2012-2016 var ca. 25 km

som i perioden 1997-2001, og at

omtrent en fjerdedel af dette areal ligger inden for vandområderne, dvs. 6-7 km

, svarer

det til ca. 0,03% af vandområdearealet.

Men råstofindvindingen er meget mere intens i nogle vandområder end i andre. Baseret

på de udlagte arealer er de mest intensivt udnyttede områder i Køge Bugt, Faxe Bugt,

Aarhus Bugt og det nordlige Bælthav. Det relativt største areal er i Faxe Bugt, hvor 8%

af vandområdet er udlagt til råstofindvinding. Hvis også kun ca. 3% af det udlagte areal

i dette område reelt udnyttes inden for en 5-årig periode, som det var tilfældet på lands-

plan for perioden 1997-2001, så drejer det sig om 0,2% af vandområdet. Men selv om

indvindingens arealmæssige påvirkning er relativ beskeden på vandområdeniveau, så

kan indvindingen godt have stor lokal betydning fx i forhold til specielle bunddyrssam-

fund.

2.5 Tilgængelige data

Miljøstyrelsen (MST) er den ansvarlige myndighed inden for råstofindvinding, og MST

har data for både placering og arealet af de udlagte indvindingsområder samt de reelle

årlige indvindingsmængder. Indvindingsmængderne opgives i form af antal m

, hvilket

er vanskeligt at omregne til en arealpåvirkning, da det vil afhænge af, hvor dybt i hav-

bunden råstofferne udvindes. Dybden varierer markant afhængig af indvindingsmetode,

men der vil også være stor variation i dybdepåvirkningen fra dag til dag og fra område

til område selv med den samme metode. Det reelt påvirkede areal kan derfor kun anslås

ved en overslagsberegning og er derfor behæftet med en forholdsvis stor usikkerhed.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

I forhold til overvågning af vandkvalitetselementerne (bundplanter, bunddyr og plante-

plankton), så ligger overvågningsstationerne i NOVANA-programmet typisk ikke i

umiddelbar nærhed af råstofindvindingsområder. Derfor er det i de fleste tilfælde ikke

muligt at foretage en analyse af effekter af råstofindvinding på kvalitetselementerne ba-

seret på data fra den nationale overvågning.

Figur 2.3. Vandområder hvor der er data for råstofindvinding. Hvid: Ingen data om presfaktoren; Gul: Data for området men pres-

faktoren ikke tilstede; Lysegrøn: Presfaktoren tilstede men med for få data til analyse og; Mørkegrøn: Presfaktoren tilstede og med

potentielt tilstrækkelig med data til at indgå i en analyse, evt. på tværs af vandområder.

2.6 Konklusion

Tabet af havbund i forbindelse med råstofindvinding har en væsentlig og ofte langvarig

effekt – især ved stiksugning. Desuden har indvindingen en midlertidig indvirkning på

det lokale økosystem grundet øget sediment i vandet (sedimentfane) og aflejring af sedi-

ment på havbunden, men langtidsvirkningen fra sedimentaflejringen vurderes ikke at

være væsentlig – især ikke uden for nærområdet.

Det areal, som påvirkes væsentligt ved råstofindvinding, er meget lille i forhold til area-

let af vandområder. Konklusionen er derfor, at den relative arealpåvirkning inden for

vandområderne er ubetydeligt i forhold til det samlede areal, hvis der tages udgangs-

punkt i en akkumuleret effekt fra 5 års indvinding (tabel 2.1). Da den arealmæssige på-

virkning er så relativ minimal på vandområdeniveau, vil denne konklusion også gælde

for en længere akkumuleringsperiode, selv hvis påvirkningszonen inddrages i vurderin-

gen – også fordi effekten af sedimentfanen uden for nærområdet er meget beskeden.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Tabel 2.1. Presfaktorens egnethed til at indgå i analyser vedr. 3. generations vandplaner. Egnethed er angivet for hvert kvalitetsele-

ment og samlet ved skalaen 1-5: 1) Påvirkningsmekanisme kan ikke dokumenteres; 2) Påvirkningsmekanisme dokumenteret, men

ingen potentiel væsentlig effekt i danske farvande på vandområdeniveau; 3) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau, men

ikke datagrundlag for egentlige analyser; 4) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i få (<10) vandområ-

der; 5) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i mange vandområder.

Presfaktor

Råstofindvinding

Fytoplankton

Kvalitetselementer

Ålegræs

Makroalger

Bundfauna

Støtteparametre

Iltforhold

Sigtdybde

2.7 Referencer

Helmig, S. (2016). Pilotprojekt vedrørende miljøeffekter ved marin råstofindvinding med henholdsvis

stiksugning og slæbesugning. MarinRådgivning for Naturstyrelsen, 53 s.

Foden, J., Rogers, S.I., & Jones, A.P. (2011). Human pressures on UK seabed habitats: a cumulative impact

assessment. Marine Ecology Progress Series, 428, 33-47.

Petersen, E.H., & Klinggaard, T.B. (2014). Råstofindvindings betydning for opfyldelse af miljømål efter

vandrammedirektivet i kystvande omfattet af vandplaner. Miljøministeriet, Naturstyrelsen. 6 s.

Birklund, J., Skov, H., & Lumborg, U. (2010). Miljøeffekter ved anvendelse af store fartøjer til

råstofindvinding på havbunden. DHI for By- og Landskabsstyrelsen. 49 s.

Newell, R. C., Seiderer, L. J., & Hitchcock, D. R. (1998). The impact of dredging works in coastal waters: A

review of the sensitivity to disturbance and subsequent recovery of biological resources on the sea bed.

Oceanography and Marine Biology, 36, 127-178.

Birklund, J., & Wijsman, J. (2005). Aggregate extraction: A review on the effect of ecological functions.

Sand pit report, DHI & WL, 56 p.

VVM-redegørelse for Femern Bælt (2015). VVM-redegørelse for den faste forbindelse over Femern Bælt

(kyst-kyst). Miljøvurdering – det marine område. Femern Sund-Bælt, kapitel 12, s. 654-970.

Kjellerup, S., Stæhr, M.W., Høhne, M.K. & Larsen, T. (2017). Stiksugningsprojekt 2016 -

Konsekvensvurdering af stiksugning. Orbicon, 130 s.

Linders, T., Infantes, E., Joyce, A., Karlsson, T., Ploug, H., Hassellov, M., Mattias, S., & Zetsche, E. M.

(2018). Particle sources and transport in stratified Nordic coastal seas in the Anthropocene. Elementa-

Science of the Anthropocene, 6 (29), 7-17.

Ellis, D. V. (2001). A review of some environmental issues affecting marine mining. Marine Georesources

& Geotechnology, 19(1), 51-63.

Mikkelsen, O. A., & Pejrup, M. (2000). In situ particle size spectra and density of particle aggregates in a

dredging plume. Marine Geology, 170(3-4), 443-459.

Lisbjerg, N., Petersen, J.K., & Dahl, K. (2002). Biologiske effekter af råstofindvinding på epifauna. Faglig

rapport fra DMU nr. 391. 56 s.

Fraser MW, Short J, Kendrick G, McLean D, Keesing J, Byrne M, Caley, M.J., Clarke, D., Davis, A.R.,

Erftemeijer, P.L.A., Field, S., Gustin-Craig, S., Huisman, J., Keough, M., Lavery, P.S., Masini, R.,

McMahon, K., Mengersen, K., Rasheed, M., Statton, J., Stoddart, J., & Wu, P. (2017). Effects of dredging

on critical ecological processes for marine invertebrates, seagrasses and macroalgae, and the potential for

management with environmental windows using Western Australia as a case study. Ecol Indic. Elsevier Ltd,

78, 229–242.

VVM-redegørelse for Jyske Rev (2006). VVM-redegørelse – Bilag til: Ansøgning om tilladelses til

indvinding af råstoffer i nyt indvindingsområde på Jyske Rev. Orbicon for Råstofselskabet, 40 s.

Notat (2003): Råstofindvinding – Hvor, hvordan og hvor meget? Fysisk påvirkning og omfang. Skov- og

Naturstyrelsen. 3 s.

10.

11.

12.

13.

14.

15.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

3. Klapning og graveaktivitet

Ved graveaktiviteter fjernes bundmateriale fra havbunden hovedsageligt i forbindelse

med vedligeholdelse af sejlrender. Ved klapning bortskaffes oprenset materiale fra

havne og sejlrender ved deponering på et afgrænset område i havet; en klapplads. I dan-

ske farvande er der omkring 123 klappladser, nogenlunde ligeligt fordelt i alle kystnære

områder (figur 3.1). Vanddybden på de fleste klappladser er >6 m. Klapning påvirker

dyre- og planteliv, både på selve klappladsen og i et større område omkring klapplad-

sen, hvis havstrøm og materialets sammensætning betyder, at materialet transporteres

væk fra klappladsen. Resuspension af bundmateriale ved graveaktiviteter og klapning

resulterer i en sortering af materialet i henholdsvis tungere og finere sedimentfraktioner.

De tungere, grovere fraktioner (sten, grus og sand) vil aflejres hurtigt, hvorimod finere

fraktioner (silt og ler) transporteres langt fra oprensningsområdet eller klappladsen og

spredes over et større areal [1]. Finere fraktioner indeholder højere koncentrationer af

organisk materiale, adsorberede næringsstoffer og miljøfarlige stoffer [1]. Hovedparten

af det klappede materiale i danske farvande har et betydeligt organisk indhold, der over-

stiger definitionen på marint sand [2].

Figur 3.1. Klappladser og sejlrender i danske farvande. Prikkerne angiver klappladser og størrelsen heraf som indikeret i figurlegen-

den.

3.1 Teoretisk påvirkningsmekanisme

I forbindelse med graveaktiviteter og klapning vil der altid være en direkte fysisk på-

virkning af havbunden, hvorved bundlevende organismer enten bortgraves eller dækkes

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

af det klappede materiale. Begge dele kan påvirke bundlevende organismer negativt.

Tykkelsen af laget og dermed omfanget af den fysiske påvirkning afhænger af mængden

af klappet materiale samt afstanden fra klappladsen, da det klappede materiale kan spre-

des over 5 km fra klappladsen og nå et areal på over 50 km

[3]. Klapning kan derfor

give øget turbiditet udenfor klappladsen. Klappladser er ofte placeret i strømfyldte om-

råder, og meget af det deponerede sediment transporteres væk over tid [2]. Spredningen

af sedimentet øger størrelsen af det påvirkede areal, men effekten på klappladsen redu-

ceres også.

Klapning kan medføre en kemisk påvirkning, hvis det oprensede materiale, der dumpes

på en klapplads, har et betydeligt indhold af miljøfarlige stoffer. Det er primært klap-

ning af oprensningsmateriale fra havne, der tilfører miljøfremmede organiske forbindel-

ser og miljøfarlige stoffer inkl. tungmetaller. Dette kan føre til bioakkumulering af ska-

delige stoffer. Der er regler for indholdet af miljøfarlige stoffer i klappet materiale [4],

men nogle af grænseværdierne afviger fra de nationalt fastsatte miljøkvalitetskrav

(MKK) for miljøfarlige stoffer [2]. Stofferne nonylphenoler, octylphenoler og methyl-

nahpthalener er ikke med i reglerne for klapning, selv om der er fastsat MMK for stof-

ferne [2].

Biologiske påvirkninger på klappladsen som følge af klapning inkluderer: 1) øget ilt-

forbrug til omsætning af tilført organisk materiale og iltning af tilførte reducerede for-

bindelser, hvilket kan resultere i iltsvind i områder med stillestående vand; 2) øget pri-

mærproduktion som følge af næringsstoftilførsel; og 3) mindsket lysmængde ved bun-

den der kan reducere dybdeudbredelsen af bundplanter. Dette gælder især klappet mate-

riale med et højt organisk indhold, fordi det er mindre sammenhængende, konsolideres

dårligere og re-suspenderes ved lave strømhastigheder, hvilket resulterer i mindsket

sigtdybde på og omkring klappladsen.

3.2 Dokumenteret påvirkning

Ålegræs og mikroalger.

Klapning og graveaktiviteter påvirker ålegræs og andre bund-

planter ved: a) bortgravning i fx sejlrender, hvilket ødelægger eksisterende bundplanter

eller forhindrer etablering; b) suspension af sediment resulterende i øget turbiditet [5];

c) tildækningseffekter på klappladsen eller sedimentaflejring udenfor klapplads eller op-

rensningsområde [4; 6]; d) ændrede strøm- og bølgemønstre som følge af ændret hav-

bundstopografi [8]; e) ændret sedimenteringsrate og sedimentsammensætning i hav-

græsbede [8,9]; og f) frigivelse af miljøfarlige stoffer og næringsstoffer til vandsøjlen

med risiko for iltsvind [10–12].

Reduceret lysgennemtrængning som følge af øget turbiditet er en af de primære årsager

til tilbagegang af ålegræs og andre havgræsser [3,10–17]. Øget turbiditet som følge af

klapning og graveaktiviteter har dog kun en skadelig påvirkning, hvis turbiditeten over-

stiger det naturlige niveau i en længerevarende periode [5]. Ændringerne i turbiditet og

mængde af suspenderet sediment i forbindelse med klapning er kortvarige og svarer ofte

til naturlige hændelser som storme eller andre forstyrrelser som fx fiskeri eller skibsfart

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

[5]. Ålegræs er følsomt overfor begravelse af sediment, og der er registreret høj dødelig-

hed (50-90%) ved begravelse under 2-4 cm sediment [5,16]. Tildækningseffekten ved

aflejring af suspenderet materiale på bladene af ålegræs og andre bundplanter kan be-

grænse fotosyntesen [5,12,16]. Begrænsning af diffusionen over bladoverfladen kan re-

ducere iltkoncentrationen i planten og føre til øget dødelighed [12,17]. Klapning kan

også begrave hårdt substrat og derved forhindre ny etablering af makroalger, der gror på

hårdt substrat [16]. Klapning og graveaktiviteter ændrer desuden havbundstopografi,

hvilket kan resultere i erosion af havgræsbede [8].

Effekterne af klapning og graveaktiviteter i nærheden af havgræsbede er blevet opgjort i

45 områder: I 38 tilfælde er der rapporteret omfattende ødelæggelse og tab af havgræs-

bede i lande som USA, Portugal og Australien [5]. I syv tilfælde er der ikke rapporteret

skadelige påvirkninger [5]. Datamaterialet inkluderer 6 områder, hvor man har under-

søgt effekten på ålegræsbede. I Portugal er der registreret en ikke-kvantificeret påvirk-

ning af ålegræsbede, og for tre studier i USA er der konstateret aktuelle tab af ålegræs-

bede [5]. I et dansk og et hollandsk område er der ikke registreret tab af nærliggende

ålegræsbede ved graveaktiviteter [18,19]. I Danmark blev der ved anlæggelse af Øre-

sundsbroen registreret sedimentfaner 80 km nord for anlægsarbejdet og 120 km syd for,

men ingen betydelig biologisk påvirkning, da størstedelen af materialet aflejredes i ikke-

følsomme områder. I de værst påvirkede områder aflejredes 3-4 mm sediment, svarende

til niveauet ved naturlig sedimentering [19]. Mange ålegræsbeskyttende tiltag blev im-

plementeret under anlægsarbejdet, hvilket medvirkede til, at ålegræs ikke gik tabt

[5,18]. Samme ålegræsbeskyttende tiltag anvendes ikke ved alle klapninger og graveak-

tiviteter.

Der er ikke etableret grænseværdier for kritisk vævskoncentration af miljøfarlige stoffer

i havgræsser, og den biologiske effekt er ukendt for mange vævsakkumulerende stoffer

[11]. Endvidere viser flere studier en svag eller ingen forøgelse af koncentrationen af

miljøfarlige stoffer og giftighed af sedimentet i klapningsområder på trods af høje kon-

centrationer af miljøfarlige stoffer og høj giftighed af det klappede materiale [20–22].

Efter klapning og graveaktiviteter kan havgræsser ofte hurtigt genetablere sig, fordi de

kan skyde igen fra en etableret frøbank i havbunden og via rodskud [16]. Det er således

dokumenteret, at ålegræsbede i løbet af få år kan reetablere sig, efter bedet er forsvundet

bl.a. som følge af iltsvind [14].

Fytoplankton:

Klapning og graveaktiviteter øger næringsstofkoncentrationen i vand-

søjlen ved at re-suspendere havbundens indhold af både kvælstof og fosfor [1,23–25].

Frigivelse af kvælstof til vandsøjlen fører til en øget primærproduktion og dermed mere

fytoplankton. Næringsstoffrigivelsen vil dog ofte kun have en begrænset effekt på

mængden af fytoplankton, da de opløste næringsstoffer hurtig fortyndes [24] og tilførs-

len er kortvarig. Re-suspension af bundmateriale i forbindelse med klapning og grave-

aktiviteter øger både turbiditeten og mængden af suspenderet materiale [23,26–29],

hvilket reducerer lysnedtrængningen og dermed også mængden af lys tilgængeligt for

fotosyntese [21,27,30]. Høje koncentrationer af re-suspenderet sediment og fytoplank-

ton kan desuden sammenklumpe (flokkulering) og dermed forøge hastigheden, hvormed

partikler som fytoplankton synker ud af vandsøjlen [31,32]. Effekterne af re-suspension

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

vil dog være kortvarige og dermed have begrænsede effekter på koncentration og sam-

mensætning af fytoplankton.

Bundfauna:

De primære effekter på bunddyr af klapning og graveaktiviteter er begra-

velse under deponeret sediment og fjernelse ved bortgravning, hvilket kan føre til æn-

dret artsrigdom [22,27,39–43,31–38], artssammensætning [32,35,39,44–47], forekomst

[33,37,43,48] og biomasse [27,38,41,49,50]. Klapning kan reducere artsdiversiteten

med op til 30-70% og forekomsten med op til 40-95% [6]. Ændringerne af bundfauna-

samfund følges sandsynligvis af andre ændringer, herunder ændringer i maksimumstør-

relse, levetid, fødesøgning, bioturbation og produktivitet [43].

Der er betydelig variation i klapningens virkning på makrofauna. Nogle studier viser et

fuldstændigt kollaps af makrofaunasamfund [27] eller voldsom reduktion i både bio-

masse og artsrigdom [35,49], mens andre studier indikerer, at klapning har begrænsede

eller ingen effekter på artssammensætning og forekomst [50–53]. De fleste studier rap-

porterer om en begrænset rumlig påvirkning, hvor kun selve oprensnings- eller klap-

ningsområdet påvirkes målbart. I en del studier er der ikke påvist en langtidseffekt af

klapning [22,54,55], og i nogle studier er der påvist bedre forhold for en del af bundfau-

naen efter klapning [49, 53,55,64,67–69]. Der er registreret en forringelse af den økolo-

giske tilstand i områder nær klappladser [59]. Et enkelt feltstudie viser, at effekterne af

klapning kan påvirke den økologiske tilstand af et vandområde i op til 30 år [60]. Selv i

tilfælde, hvor der er påvist en ændret artsrigdom i et klapningsområde, kan det være

svært at tilskrive alle ændringerne direkte til klapning [51,61]. Effekterne af klapning af

oprenset materiale er i høj grad stedspecifikke og afhængige af de naturlige forhold på

klappladsen [62–64].

I selve udgravningsområdet fjernes hele bundfaunaen. Tolerance for tildækning med se-

diment er derimod artsspecifik [16,26,41,65], men for mange bunddyr registreres der

først effekter ved

begravelse under et sedimentlag på ≥15 cm sediment

[41]. Dødelighe-

den ved begravelse er øget, hvis det deponerede materiale er fint, har et højt organisk

indhold og temperaturen er relativ høj [66–71]. Forskellige grupper af bunddyr kan lige-

ledes reagere forskelligt på tilførsel af sediment. Fx kan visse grupper reagere positivt

på gentagne tilførsler af 4 cm sediment, imens andre grupper reagerer negativt på sedi-

menttilførslerne [72]. De længste genetableringstider for bundfauna i klapområder er re-

gistreret for områder, hvor deponeringen af oprenset materiale har ændret sedimentty-

pen [58]. Klapning resulterer ofte i en tilførsel af sand og grus [22,52,56,73], fordi fi-

nere partikler under klapning transporteres væk fra klappladsen [52]. Tilførsel af sand

kan i nogle tilfælde øge biomasse og diversitet af bunddyr, da sand udgør et mere egnet

habitat for bioturberende organismer end havbund med et højt indhold af silt og ler [69].

Andre studier viser en tilførsel af silt og ler under klapning [32,38,46], hvilket ofte re-

sulterer i tilførsel af organisk materiale, der kan understøtte en forøgelse af biomasse af

bunddyr på klappladsen [42,46,53,57,70]. Tilførsel af organisk materiale kan dog også

påvirke genetableringen af bundfaunasamfund negativt ved at øge iltforbruget og derved

skabe iltfattige forhold i sedimentet [71].

Ved klapning og graveaktiviteter øges mængden af suspenderede partikler i vandsøjlen

[38,46], hvilket kan resultere i en reduktion af fødeoptag over tid for filtrerende bunddyr

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

[74], da de uorganiske partikler fra klapning og graveaktivitet vil fortynde fødepartik-

lerne [26]. Suspenderet sediment kan tilstoppe gællerne bl.a. hos hvirvelløse dyr og der-

ved hæmme både iltoptag [75] og udskillelse af affaldsstoffer [16]. Klapning af sedi-

ment på eller ved muslingebanker kan også hindre rekruttering ved at reducere bundslå-

ning og overlevelse af larver [16,26].

Tabel 3.1. Dokumenterede sammenhænge mellem klapning og graveaktivitet, kvalitetselementer og støtteparametre. Bemærk at en-

kelte sammenhænge herunder ikke er uddybet i teksten.

Parameter

Makroalger

Teoretisk påvirknings-

mekanisme

Sedimentdækning af

hårdt substrat

Øget turbiditet

Dokumenterede påvirk-

ningsmekanismer

1) Reduceret hæftning

2) Reduceret vækst

1) Reduceret vækstrate

2) Reduceret biomasse

3) Reduceret skudtæthed

1) Reduceret fotosyntese

2) Begrænset O

- og CO

diffusion

3) Iltfattige forhold inde i

planten

1) Erosion af havgræsbede

Referencer

Note

Ålegræs

Begravelse og udskyg-

ning

5, 8, 9, 12,

14-16, 77

Alger er følsomme over

for lysreduktioner for-

bundet med sedimente-

ring [16]

Op mod 90% dødelighed

hos havgræs begravet un-

der 2-4 cm sediment [16]

Ålegræs

Erosion som følge af æn-

drede strøm- og bølgefor-

hold

Effekter af frigivelse af

miljøfarlige stoffer og

næringsstoffer

Øget næringsstof-

frigivelse

Øget turbiditet

Øget tilgængelighed af

miljøskadelige stoffer

Kvælning pga. deponeret

sediment

8, 16

Fytoplankton

Bundfauna

1) Næringsstoffer øger vækst

af alger på havgræsblade

2) Begrænser fotosyntese

hos havgræs

1) Ændret vækstrate eller

ændret artssammensætning

hos fytoplankton

1) Reduceret fytoplankton og

klorofyl a

1) Reduceret fytoplankton og

klorofyl a

1) Reduceret artsdiversitet,

forekomst, fødeoptag, rekrut-

tering

filtration

Kan have negativ effekt på

alle kvalitetselementer

Kan have negativ effekt på

alle kvalitetselementer

Effekterne afhænger af

årstid og havstrøm

[24]

28, 30

78, 79

6, 16, 21, 26,

27, 64, 74

Artsdiversitet og fore-

komst reduceret med hhv.

30-70% og 40-95% grun-

det klapning [6]

Sigtdybde

Ilt

Reduceret sigtdybde som

følge af øget turbiditet

Reduceret iltkoncentra-

tion

5,16,18,30

5,25

Det kan være vanskeligt at forudsige effekten af klapning af kontamineret sediment, da

flere studier kun viser en svag eller ingen forøgelse af koncentrationen af miljøfarlige

stoffer og giftighed af sedimentet i klapningsområder på trods af høje koncentrationer af

miljøfarlige stoffer og høj giftighed af det klappede materiale [20–22]. De miljøfarlige

stoffer spredes antageligvis tilstrækkeligt til, at det er svært at måle stigninger.

En del studier indikerer, at områder, der hyppigt udsættes for påvirkninger (hovedsage-

ligt naturlige, men også menneskeskabte), er mindre følsomme over for ændringer og

regenererer hurtigere efter klapning og graveaktiviteter [47,57,64,76]. Hurtig genetable-

ring kan typisk tilskrives høj frekvens af opportunistiske arter i området [38,64,76]. Da

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

genetablering kan være afhængig af, at de tildækkede bunddyr kan grave sig fri, ses den

mindste grad af påvirkning ved deponering af sedimenttykkelser på under 10-15 cm

[41,64,65]. Selv ved markante ændringer i artsrigdom og forekomst, er der i nogle om-

råder registreret fuldstændig genetablering i løbet af 1-2 år efter påvirkningens ophør

[34] og dermed ikke markante effekter af klapningen.

I tabel 3.1 er samlet dokumenterede påvirkningsmekanismer af klapning og associeret

graveaktivitet på kvalitetselementerne.

3.3 Påvirkningsmekanismens afhængighed af andre faktorer

Temperatur og årstid er afgørende for effekterne af klapning og graveaktiviteter. Åle-

græs er mest følsomt for påvirkningen om sommeren grundet højere stofskifte i vækst-

sæsonen [12,15]. Klapning og graveaktiviteter ved høje temperaturer resulterer i en

kraftigere reduktion af både skudtæthed og vækstrate, når turbiditeten stiger og lysinten-

siteten falder [80,81]. Effekten af næringsstoffrigivelsen fra re-suspenderet sediment af-

hænger også af årstiden. I forårsperioden, hvor primærproduktionen ofte er næringsstof-

begrænset, vil tilførsel af fosfor og kvælstof fra sedimentet føre til øget fytoplankton.

Frigivelse af næringsstoffer i forbindelse med graveaktiviteter og klapning har ofte en

mindre betydning i efteråret, hvor vandsøjlen typisk har et højt næringsstofindhold, og

fytoplankton derfor ikke er næringsstofbegrænset. Næringsstoffrigivelse fra sediment

kan desuden påvirkes af saltholdigheden [26].

Bundfauna har højere tolerance for tildækning med sediment ved lave temperaturer,

men har også nedsat evne til at grave sig fri efter tildækning i koldt vand. Klapning om

efteråret, hvor temperaturen er forholdsvis lav, og hvor bundfaunaen sandsynligvis er i

god stand efter sommerens vækstsæson og derfor mere mobil, formodes at påvirke

bundfaunaen mindre end klapning på andre årstider [26].

Genetablering afhænger af de naturlige forhold på klappladsen [58,63,64], herunder de

hydrodynamiske forhold. Et studie [63] vurderer, at genetablering under kraftige hydro-

dynamiske forhold (lav dybde, stærk strøm, høj turbiditet og høj sedimenttransport) ta-

ger 1-9 måneder i polyhaline miljøer (brakvand) og op til 1 år i euhaline miljøer (høj

saltholdighed). Genetablering under svage hydrodynamiske forhold (>20 m dybde, lav

strømhastighed og lille sedimenttransport) vurderes derimod at tage op til 2 år i poly-

haline miljøer og 1-4 år i euhaline miljøer. Genetableringstiden er også afhængig af,

hvilke andre presfaktorer der påvirker området [63].

3.4 Påvirkningens relative betydning

Tilladelse til klapning meddeles af Miljøstyrelsen [4]. Arbejdet med tilladelsen indbe-

fatter en afvejning af mulige miljømæssige effekter og økonomiske udgifter forbundet

med arbejdet. Mulige miljømæssige effekter vurderes konkret og minimeres via en

række tiltag heriblandt valg af klapningsmetode, øvre grænser for udvalgte kemiske for-

bindelser i materialet, mulighed for spredningsmodellering og eventuelle spærretider.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Ved klapning i eller ved Natura 2000 områder kan klapning kun tillades, hvis det kan

dokumenteres, at klapning ikke skader udpegningsgrundlaget for området, evt. via en

konsekvensvurdering. Der er ikke specifikke grænser for den resulterende lagtykkelse af

sediment på klappladsen eller for afstanden til ålegræsbed. Der stilles dog ofte krav om,

at der ikke sker dybdeforringelser i klapområdet til under en given værdi for at sikre

skibstrafikken. Den resulterende gennemsnitlige lagtykkelse af deponeret sediment på

klappladser anvendt i Danmark i perioden 2013-2016 er 0,2 m. Dette estimat tager ikke

højde for spredning af sedimentet ved klapningen og over tid [2].

Klapning og graveaktiviteter kan påvirke kvalitetselementerne ålegræs og makroalger

via en række dokumenterede mekanismer. Graveaktiviteter fjerner bundplanter helt. Ef-

fekterne kan være langvarige (> 1 år) og vurderes at være målelige og forekommende i

de vandområder, hvor klapning og graveaktiviteter er mest udbredte og hyppigst fore-

kommende. Klapning og graveaktivitet kan fremme kvalitetselementet fytoplankton ved

at øge tilgængeligheden af næringsstoffer i vandsøjlen, men samtidig virke hæmmende

ved at reducere mængden af lys. Effekterne vil dog typisk være kortvarige og af be-

grænset omfang, da fortynding normaliserer både næringsstofkoncentrationer og lysfor-

hold. Den relative betydning af klapning og graveaktiviteter på kvalitetselementet fy-

toplankton vurderes derfor at være lille og uden betydning på vandområdeniveau. Klap-

ning fører til begravelse af bundfauna under deponeret sediment, og graveaktiviteter ud-

sletter bundfauna. Det fører til ændret artsrigdom, artssammensætning og tætheder. Ef-

fekten af klapning og graveaktiviteter på bundfauna vurderes derfor at være målelig, lo-

kalt væsentlig og forekommende i vandområder med udbredt klapning og graveaktivite-

ter.

Litteraturen viser, at klapning og graveaktiviteter kan påvirke alle vandrammedirekti-

vets kvalitetselementer og støtteparametre. Langt overvejende er de dokumenterede på-

virkninger negative og mest udtalte ved vedvarende påvirkning. En vurdering af påvirk-

ningens relative betydning hviler derfor også på et kendskab til frekvensen af både gra-

veaktiviteter og klapninger i danske vandområder. En betydelig del af påvirkningerne

fra klapning og graveaktiviteter er kortvarige. En vurdering af påvirkningens betydning

afhænger derudover meget af sedimentspredning fra det direkte påvirkede område, men

omfanget af spredning er ikke kvantificeret her. Klappladser er ofte placeret i strøm-

fyldte områder, og meget af det deponerede sediment transporteres væk over tid [2].

Imidlertid vil materialet blive fortyndet ved spredningen, og begravelseseffekterne bli-

ver derved reduceret. Når der ikke tages højde for sedimentspredning, overstiger det

samlede klappladsareal ikke 2,5% af et givet vandområde i Danmark. Det er derfor ikke

sandsynligt, at der kan konstateres betydende effekter af klapning på vandområdeni-

veau. En opgørelse over sejlrender viser, at op til 8% af et givet vandområde i Danmark

er udlagt til sejlrende, som vedligeholdes ved graveaktiviteter. Dette er tilfældet i kyst-

vandområdet ”Skælskør Fjord og Nor”, men andelen overstiger også 5% af kystvand-

områder i Mariager, Odense og Randers Inderfjord. Det kan derfor ikke udelukkes, at

der kan påvises betydende effekter af graveaktiviteter på vandområdeniveau i udvalgte

områder.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

3.5 Tilgængelige data

Data for klapning og graveaktiviteter i Danmark indsamles af Miljøstyrelsen (figur 3.1).

Der foreligger data for 31 vandområder, hvor der er klappladser og 49 vandområder

med sejlrender, der betragtes som oprensningsområder. På baggrund af materialet fra

Miljøstyrelsen vurderes det, at der for vandområderne er tilstrækkelige data til at kunne

vurdere påvirkningerne på kvalitetselementerne. Datamaterialet fra Miljøstyrelsen inde-

holder information om oprensningsområder (sejlrender) og anvendte klappladser, samt

information om sammensætningen af det klappede materiale for perioden 2013-2016.

Informationen om det klappede materiale inkluderer total klapmængde (m

), brutto- og

nettoindhold af tungmetaller, PAH, PCB og TBT (angivet i kg), hvorvidt materialet er

indrapporteret til Østersøkonventionen (HELCOM) eller Nordsøkonventionen

(OSPAR) samt hvilken type materiale, der er tale om.

Figur 3.2. Vandområder hvor der er data for klapning og graveaktivitet. Hvid: Ingen data om presfaktoren; Gul: Data for området

men presfaktoren ikke tilstede; Lysegrøn: Presfaktoren tilstede men med for få data til analyse og; Mørkegrøn: Presfaktoren tilstede

og med potentielt tilstrækkeligt med data til at indgå i en analyse, evt. på tværs af vandområder.

En mere omfattende analyse forudsætter detaljerede data om sammensætningen af det

klappede materiale, herunder kornstørrelse, organisk indhold, vandindhold og størrelse

af de individuelle sedimentfraktioner. Et sådant datagrundlag eksisterer og kan leveres

af Miljøstyrelsen. Sedimentspredning vil kunne analyseres på baggrund af ovennævnte

data via spredningsmodeller for klapning. NIRAS har fx udviklet en spredningsmodel

til Miljøstyrelsen [82]. Data fra Miljøstyrelsen indeholder desuden information om den

forventede brutto- og nettobelastning på klappladsen på baggrund af indholdet af tung-

metaller, PAH, PCB og TBT i det klappede materiale. Der kan på dette grundlag foreta-

ges en analyse af tilførslen af miljøfarlige stoffer.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

3.6 Konklusion

Denne rapport har identificeret dokumenterede effekter af klapning og graveaktivitet på

samtlige marine kvalitetselementer og støtteparametre for kystvande (tabel 3.1). For fy-

toplankton vurderes påvirkningen i danske vandområder at være ubetydelige, da effek-

terne er kortvarige, ikke entydige og geografisk afgrænsede. For ålegræs og makroalger

vurderes effekterne at være målelige og forekommende i nogle vandområder. Påvirknin-

gen af bundfauna vurderes at være lokalt væsentlig i vandområder, hvor klapning og

graveaktiviteter er udbredte og hyppige aktiviteter, men klapning vurderes ikke at være

af væsentlig betydning på vandområdeniveau, fordi påvirket areal ikke overstiger 2,5%

af et berørt vandområde (tabel 3.2). Da vedligehold af sejlrender kan resultere i grave-

aktivitet i mere end 5% af det totale areal i nogle områder, vil der potentielt kunne være

effekter heraf på kvalitetselementerne og støtteparametrene (tabel 3.2).

Uden en udvidet analyse kan der kun vanskeligt foretages en mere specifik vurdering af

omfanget af effekterne på kvalitetselementerne og støtteparametrene, da effekterne i høj

grad er stedspecifikke og desuden afhængige af både omfanget, varigheden og frekven-

sen af graveaktiviteter og klapninger. En endelig vurdering kan desuden ikke foretages

uden en analyse af spredningen af det oprensede og klappede materiale uden for oprens-

ningsområder og klappladser. Det anbefales endvidere, at presfaktoren graveaktivitet

behandles mere indgående på vandområdeniveau for udvalgte vandområder (tabel 3.2),

så der på baggrund af en udvidet analyse af det samlede påvirkede areal, hvor der tages

højde for sedimentspredningen, kan foretages en endelig vurdering af væsentligheden af

de graveaktiviteter på de marine kvalitetselementer og støtteparametre i relevante områ-

der.

Tabel 3.2. Presfaktorens egnethed af klapning og graveaktiviteter til at indgå i analyser vedrørende 3. generations vandplaner. Eg-

nethed er angivet for hvert kvalitetselement og støtteparameter og samlet ved brug af følgende skala 1-5: 1) Påvirkningsmekanisme

kan ikke dokumenteres; 2) Påvirkningsmekanisme dokumenteret, men ingen potentiel effekt i danske farvande på vandområdeni-

veau; 3) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau, men ikke datagrundlag for egentlige analyser; 4) Potentiel væsentlig ef-

fekt på vandområdeniveau og analyse mulig i få (<10) vandområder; 5) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse

mulig i de mange vandområder.

Presfaktor

Klapning

Graveaktivitet

Fytoplankton

Kvalitetselementer

Ålegræs

Makroalger

Bundfauna

Støtteparametre

Iltforhold

Sigtdybde

3.7 Referencer

Nayar S, Miller DJ, Hunt A, Goh BPL, Chou LM. Environmental effects of dredging on sediment nutrients,

carbon and granulometry in a tropical estuary. Environ Monit Assess. 2007;127: 1–13. doi:10.1007/s10661-

006-9253-2

Strand J. Betydning af miljøfarlige stoffer for kvalitet af sedimentmateriale i forbindelse med sandcapping i

kystnære områder. Aarhus Universitet, Roskilde; 2018.

Dandanell R. Kalundborg Havn vil klappe i Storebælt. Fisk Tid. 2017;4. decembe.

Miljø-og-Fødevareministeriet. Vejledning fra By- og Landskabsstyrelsen Dumpning af optaget

havbundsmateriale – klapning. 2008 pp. 1–26.

Erftemeijer PLA, Lewis III RR. Environmental impacts of dredging on seagrasses: A review. Mar Pollut

Bull. 2006;52: 1553–1572. doi:10.1016/j marpolbul.2006.09.006

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

10.

11.

12.

13.

14.

15.

16.

17.

18.

19.

20.

21.

22.

23.

24.

25.

26.

27.

28.

29.

Newell RC, Seiderer LJ, Hitchcock DR. The impact of dredging works in coastal waters: A review of the

sensitivity to disturbance and subsequent recovery of biological resources on the sea bed. Oceanogr Mar

Biol. 1998;36: 127–178.

Milbrandt EC, Bartleson RD, Coen LD, Rybak O, Thompson MA, DeAngelo JA, et al. Local and regional

effects of reopening a tidal inlet on estuarine water quality, seagrass habitat, and fish assemblages. Cont

Shelf Res. Elsevier; 2012;41: 1–16. doi:10.1016/j.csr.2012.03.012

Duarte CM. The future of seagrass meadows. Environ Conserv. DTU Library - Tech Info Ctr of Denmark;

2002;29: 192–206. doi:10.1017/S0376892902000127

Manzanera M, Alcoverro T, Jiménez JA, Romero J. The large penumbra: Long-distance effects of artificial

beach nourishment on Posidonia oceanica meadows. Mar Pollut Bull. Elsevier Ltd; 2014;86: 129–137.

doi:10.1016/j.marpolbul.2014.07.033

Dahl K, Larsen MM, Rasmussen MB, Andersen JH, Petersen JK, Josefson AB, et al.

Kvalitetsvurderingssystem for habitatdirektivets marine naturtyper. 2003.

Lewis MA, Devereux R. Nonnutrient anthropogenic chemicals in seagrass ecosystems: fate and effects.

Environ Toxicol Chem. 2009;28: 644–661. doi:10.1897/08-201.1

Brodersen KE, Hammer KJ, Schrameyer V, Floytrup A, Rasheed MA, Ralph PJ, et al. Sediment

Resuspension and Deposition on Seagrass Leaves Impedes Internal Plant Aeration and Promotes Phytotoxic

H2S Intrusion. Front Plant Sci. 2017;8: 1–13. doi:10.3389/fpls.2017.00657

Ralph PJ, Durako MJ, Enríquez S, Collier CJ, Doblin MA. Impact of light limitation on seagrasses. J Exp

Mar Bio Ecol. 2007;350: 176–193. doi:10.1016/j.jembe.2007.06.017

Boudouresque CF, Bernard G, Pergent G, Shili A, Verlaque M. Regression of Mediterranean seagrasses

caused by natural processes and anthropogenic disturbances and stress: A critical review. Bot Mar. 2009;52:

395–418. doi:10.1515/BOT.2009.057

Chartrand KM, Bryant C V., Carter AB, Ralph PJ, Rasheed MA. Light Thresholds to Prevent Dredging

Impacts on the Great Barrier Reef Seagrass, Zostera muelleri ssp. capricorni. Front Mar Sci. 2016;3: 1–17.

doi:10.3389/fmars.2016.00106

Fraser MW, Short J, Kendrick G, McLean D, Keesing J, Byrne M, et al. Effects of dredging on critical

ecological processes for marine invertebrates, seagrasses and macroalgae, and the potential for management

with environmental windows using Western Australia as a case study. Ecol Indic. Elsevier Ltd; 2017;78:

229–242. doi:10.1016/j.ecolind.2017.03.026

Lamers LPM, Govers LL, Janssen ICJM, Geurts JJM, Van der Welle MEW, Van Katwijk MM, et al. Sulfide

as a soil phytotoxin—a review. Front Plant Sci. 2013;4: 1–14. doi:10.3389/fpls.2013.00268

Jensen A, Lyngby JE. Environmental Management and Monitoring at the Øresund Fixed Link. Terra Aqua.

1999;74.

Thorkilsen M, Dynesen C. An owner’s view of hydroinformatics : its role in realising the bridge and tunnel

connection between Denmark and Sweden. J Hydroinformatics. 2001;03.2: 105–135.

Roberts RD, Forrest BM. Minimal impact from long-term dredge spoil disposal at a dispersive site in

Tasman Bay, New Zealand. New Zeal J Mar Freshw Res. 1999;33: 623–633.

doi:10.1080/00288330.1999.9516905

Lewis MA, Weber DE, Stanley RS, Moore JC. Dredging impact on an urbanized Florida bayou: Effects on

benthos and algal-periphyton. Environ Pollut. 2001;115: 161–171. doi:10.1016/S0269-7491(01)00118-X

Stronkhorst J, Ariese F, Van Hattum B, Postma JF, De Kluijver M, Den Besten PJ, et al. Environmental

impact and recovery at two dumping sites for dredged material in the North Sea. Environ Pollut. 2003;124:

17–31. doi:10.1016/S0269-7491(02)00430-X

Rees SI, Wilber P. Effects from thin-layer disposal of dredged material on water quality in Mississippi

Sound. Second International Conference on Dredging and Dredged Material Placement. 1994. pp. 1481–

1489.

Cornwell JC, Owens MS. Quantifying Sediment Nitrogen Releases Associated with Estuarine Dredging.

Aquat Geochemistry. 2011;17: 499–517. doi:10.1007/s10498-011-9139-y

Cardoso-Mohedano JG, Páez-Osuna F, Amezcua-Martínez F, Ruiz-Fernández AC, Ramírez-Reséndiz G,

Sanchez-Cabeza JA. Combined environmental stress from shrimp farm and dredging releases in a

subtropical coastal lagoon (SE Gulf of California). Mar Pollut Bull. Elsevier Ltd; 2016;104: 83–91.

doi:10.1016/j.marpolbul.2016.02.008

Essink K. Ecological effects of dumping of dredged sediments; Options for management. J Coast Conserv.

1999;5: 69–80. doi:10.1007/BF02802741

Rasheed K, Balchand AN. Environmental studies on impacts of dredging. Int J Environ Stud. 2001;58: 703–

725. doi:10.1080/00207230108711363

De Jonge VN, Schuttelaars HM, van Beusekom JEE, Talke SA, de Swart HE. The influence of channel

deepening on estuarine turbidity levels anddynamics, as exemplified by the Ems estuary. Estuar Coast Shelf

Sci. 2014;139: 46–59. doi:10.1016/j.ecss.2013.12.030

Sangita S, Satapathy DR, Kar RN, Panda CR. Impact of dredging on coastal water quality of dhamra, Orissa.

Indian J Mar Sci. 2014;43: 33–38.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

30.

31.

32.

33.

34.

35.

36.

37.

38.

39.

40.

41.

42.

43.

44.

45.

46.

47.

48.

49.

50.

51.

Nayar S, Goh BPL, Chou LM. Dynamics in the size structure of Skeletonema costatum (Greville) Cleve

under conditions of reduced photosynthetically available radiation in a dredged tropical estuary. J Exp Mar

Bio Ecol. 2005;318: 163–182. doi:10.1016/j.jembe.2004.12.013

Sheeba P, Jayalakshmy K V., Saraladevi K. Bottom fauna of dredging and dredge spoil disposal sites of a

tropical estuary. Int J Ecol Environ Sci. 2004;30: 225–238.

Witt J, Schroeder A, Knust R, Arntz WE. The impact of harbour sludge disposal on benthic macrofauna

communities in the Weser estuary. Helgol Mar Res. 2004;58: 117–128. doi:10.1007/s10152-004-0177-3

Bolam SG, Schratzberger M, Whomersley P. Macro- and meiofaunal recolonisation of dredged material

used for habitat enhancement: Temporal patterns in community development. Mar Pollut Bull. 2006;52:

1746–1755. doi:10.1016/j marpolbul.2006.07.010

Powilleit M, Kleine J, Leuchs H. Impacts of experimental dredged material disposal on a shallow, sublittoral

macrofauna community in Mecklenburg Bay (western Baltic Sea). Mar Pollut Bull. 2006;52: 386–396.

doi:10.1016/j marpolbul.2005.09.037

Lavesque N, Blanchet H, de Montaudouin X. Development of a multimetric approach to assess perturbation

of benthic macrofauna in Zostera noltii beds. J Exp Mar Bio Ecol. Elsevier B.V.; 2009;368: 101–112.

doi:10.1016/j.jembe.2008.09.017

Ponti M, Pasteris A, Guerra R, Abbiati M. Impacts of maintenance channel dredging in a northern Adriatic

coastal lagoon. II: Effects on macrobenthic assemblages in channels and ponds. Estuar Coast Shelf Sci.

Elsevier Ltd; 2009;85: 143–150. doi:10.1016/j.ecss.2009.06.027

Bolam SG. Impacts of dredged material disposal on macrobenthic invertebrate communities: A comparison

of structural and functional (secondary production) changes at disposal sites around England and Wales. Mar

Pollut Bull. Elsevier Ltd; 2012;64: 2199–2210. doi:10.1016/j marpolbul.2012.07.050

Rehitha T V., Ullas N, Vineetha G, Benny PY, Madhu N V., Revichandran C. Impact of maintenance

dredging on macrobenthic community structure of a tropical estuary. Ocean Coast Manag. Elsevier Ltd;

2017;144: 71–82. doi:10.1016/j.ocecoaman.2017.04.020

Vivan JM, Di Domenico M, de Almeida TCM. Effects of dredged material disposal on benthic macrofauna

near Itajaí Harbour (Santa Catarina, South Brazil). Ecol Eng. 2009;35: 1435–1443.

doi:10.1016/j.ecoleng.2009.06.005

Bolam SG, Whomersley P. Development of macrofaunal communities on dredged material used for mudflat

enhancement: A comparison of three beneficial use schemes after one year. Mar Pollut Bull. 2005;50: 40–

47. doi:10.1016/j marpolbul.2004.08.006

Schaffner LC. Patterns and Rates of Recovery of Macrobenthic Communities in a Polyhaline Temperate

Estuary Following Sediment Disturbance: Effects of Disturbance Severity and Potential Importance of Non-

local Processes. Estuaries and Coasts. 2010;33: 1300–1313. doi:10.1007/s12237-010-9301-6

Gutperlet R, Capperucci RM, Bartholomä A, Kröncke I. Benthic biodiversity changes in response to

dredging activities during the construction of a deep-water port. Mar Biodivers. 2015;45: 819–839.

doi:10.1007/s12526-014-0298-0

Bolam SG, McIlwaine PSO, Garcia C. Application of biological traits to further our understanding of the

impacts of dredged material disposal on benthic assemblages. Mar Pollut Bull. Elsevier Ltd; 2016;105: 180–

192. doi:10.1016/j marpolbul.2016.02.031

Skilleter GA, Pryor A, Miller S, Cameron B. Detecting the effects of physical disturbance on benthic

assemblages in a subtropical estuary: A Beyond BACI approach. J Exp Mar Bio Ecol. 2006;338: 271–287.

doi:10.1016/j.jembe.2006.06.016

Paik SG, Yun SG, Park HS, Lee JH, Ma CW. Effects of sediment disturbance caused by bridge construction

on macrobenthic communities in Asan Bay, Korea. J Environ Biol. 2008;29: 559–566.

De Backer A, Van Hoey G, Coates D, Vanaverbeke J, Hostens K. Similar diversity-disturbance responses to

different physical impacts: Three cases of small-scale biodiversity increase in the Belgian part of the North

Sea. Mar Pollut Bull. Elsevier Ltd; 2014;84: 251–262. doi:10.1016/j.marpolbul.2014.05.006

Pezy JP, Raoux A, Marmin S, Balay P, Niquil N, Dauvin JC. Before-After analysis of the trophic network of

an experimental dumping site in the eastern part of the Bay of Seine (English Channel). Mar Pollut Bull.

Elsevier Ltd; 2017;118: 101–111. doi:10.1016/j.marpolbul.2017.02.042

Bolam SG. Macrofaunal recovery following the intertidal recharge of dredged material: A comparison of

structural and functional approaches. Mar Environ Res. Elsevier Ltd; 2014;97: 15–29.

doi:10.1016/j marenvres.2014.01.008

Do VT, de Montaudouin X, Blanchet H, Lavesque N. Seagrass burial by dredged sediments: Benthic

community alteration, secondary production loss, biotic index reaction and recovery possibility. Mar Pollut

Bull. 2012;64: 2340–2350. doi:10.1016/j marpolbul.2012.08.025

Moog O, Stubauer I, Haimann M, Habersack H, Leitner P. Effects of harbour excavating and dredged

sediment disposal on the benthic invertebrate fauna of River Danube (Austria). Hydrobiologia. Springer

International Publishing; 2018;814: 109–120. doi:10.1007/s10750-015-2476-x

De Biasi AM, Aliani S. Monitoring of marine macrobethic communities at a dumping site: are cause/effect

relationships clear? Atti Soc Toscana Sci Nat Mem Ser B. 2001;108: 51–58.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

52.

53.

54.

55.

56.

57.

58.

59.

60.

61.

62.

63.

64.

65.

66.

67.

68.

69.

70.

71.

72.

73.

74.

75.

76.

Angonesi LG, Bemvenuti CE, Gandra MS. Effects of dredged sediment disposal on the coastal marine

macrobenthic assemblage in southern Brazil. Brazilian J Biol. 2006;66: 413–420. doi:10.1590/S1519-

69842006000300005

Kotta J, Herkül K, Kotta I, Orav-Kotta H, Aps R. Response of benthic invertebrate communities to the large-

scale dredging of Muuga port. Est J Ecol. 2009;58: 286–296. doi:10.3176/eco.2009.4.04

Sánchez-Moyano JE, Estacio FJ, García-Adiego EM, García-Gómez JC. Dredging impact on the benthic

community of an unaltered inlet in southern Spain. Helgol Mar Res. 2004;58: 32–39. doi:10.1007/s10152-

003-0166-y

van der Wal D, Forster RM, Rossi F, Hummel H, Ysebaert T, Roose F, et al. Ecological evaluation of an

experimental beneficial use scheme for dredged sediment disposal in shallow tidal waters. Mar Pollut Bull.

Elsevier Ltd; 2011;62: 99–108. doi:10.1016/j marpolbul.2010.09.005

Guerra-García JM, Corzo J, García-Gómez JC. Short-term benthic recolonization after dredging in the

harbour of Ceuta, North Africa. Mar Ecol. 2003;24: 217–229.

Kotta J, Herkül K, Kotta I, Orav-Kotta H, Aps R. Effects of harbour dredging on soft bottom invertebrate

communities: Does environmental variability affect the community responses? US/EU-Baltic Int Symp

Ocean Obs Ecosyst Manag Forecast - Provisional Symp Proceedings, Balt. 2008; 1–6.

doi:10.1109/BALTIC.2008.4625534

Wilber DH, Ray GL, Clarke DG, Diaz RJ. Responses of Benthic Infauna to Large-Scale Sediment

Disturbance in Corpus Christi Bay, Texas. J Exp Mar Bio Ecol. 2008;365: 13–22.

doi:10.1016/j.jembe.2008.07.029

Borja A, Muxika I, Rodríguez JG. Paradigmatic responses of marine benthic communities to different

anthropogenic pressures, using M-AMBI, within the European Water Framework Directive. Mar Ecol.

2009;30: 214–227. doi:10.1111/j.1439-0485.2008.00272 x

Callaway R. Historical Data Reveal 30-Year Persistence of Benthic Fauna Associations in Heaviy Modified

Waterbody. Front Mar Sci. 2016;3: 1–13. doi:10.3389/fmars.2016.00141

Flemer DA, Ruth BF, Bundrick CM, Gaston GR. Macrobenthic community colonization and community

development in dredged material disposal habitats off coastal Louisiana. Environ Pollut. 1997;96: 141–154.

doi:10.1016/S0269-7491(97)00028-6

Whomersley P, Huxham M, Bolam S, Schratzberger M, Augley J, Ridland D. Response of intertidal

macrofauna to multiple disturbance types and intensities - An experimental approach. Mar Environ Res.

Elsevier Ltd; 2010;69: 297–308. doi:10.1016/j marenvres.2009.12.001

Foden J, Rogers SI, Jones AP. Human pressures on UK seabed habitats: A cumulative impact assessment.

Mar Ecol Prog Ser. 2011;428: 33–47. doi:10.3354/meps09064

Bolam SG, Rees HL. Minimizing impacts of maintenance dredged material disposal in the coastal

environment: A habitat approach. Environ Manage. 2003;32: 171–188. doi:10.1007/s00267-003-2998-2

Bolam SG. Burial survival of benthic macrofauna following deposition of simulated dredged material.

Environ Monit Assess. 2011;181: 13–27. doi:10.1007/s10661-010-1809-5

Mearns AJ, Reish DJ, Oshida PS, Morrison AM, Rempel-Hester MA, Arthur C, et al. Effects of Pollution on

Marine Organisms. Water Environ Res. 2017;89: 1704–1798. doi:10.2175/106143017X15023776270647

Hutchison ZL, Hendrick VJ, Burrows MT, Wilson B, Last KS. Buried alive: The behavioural response of the

mussels, Modiolus modiolus and Mytilus edulis to sudden burial by sediment. PLoS One. 2016;11: 1–21.

doi:10.1371/journal.pone.0151471

Cottrell RS, Black KD, Hutchison ZL, Last KS. The Influence of Organic Material and Temperature on the

Burial Tolerance of the Blue Mussel, Mytilus edulis: Considerations for the Management of Marine

Aggregate Dredging. PLoS One. 2016;11: 1–20. doi:10.1371/journal.pone.0147534

Wilber DH, Clarke DG, Rees SI. Responses of benthic macroinvertebrates to thin-layer disposal of dredged

material in Mississippi Sound, USA. Mar Pollut Bull. 2007;54: 42–52. doi:10.1016/j marpolbul.2006.08.042

de Jong MF, Baptist MJ, Lindeboon HJ, Hoekstra P. Relationships between macrozoobenthos and habitat

characteristics in an intensively used area of the Dutch coastal zone. ICES J Mar Sci. 2015;72: 2409–2422.

Bolam SG, Whomersley P, Schratzberger M. Macrofaunal recolonization on intertidal mudflats: Effect of

sediment organic and sand content. J Exp Mar Bio Ecol. 2004;306: 157–180.

doi:10.1016/j.jembe.2004.01.007

Whomersley P, Huxham M, Schratzberger M, Bolam S. Differential response of meio- and macrofauna to in

situ burial. J Mar Biol Assoc United Kingdom. 2009;89: 1091–1098. doi:10.1017/S0025315409000344

Taupp T, Wetzel MA. Relocation of dredged material in estuaries under the aspect of the Water Framework

Directive - A comparison of benthic quality indicators at dumping areas in the Elbe estuary. Ecol Indic.

Elsevier Ltd; 2013;34: 323–331. doi:10.1016/j.ecolind.2013.05.008

Orbicon. Udvidelse af Vordingborg Havn og sejlrende- miljøkonsekvensvurdering af klapning. 2016.

Rosewarne PJ, Svendsen JC, Mortimer RJG, Dunn AM. Muddied waters: suspended sediment impacts on

gill structure and aerobic scope in an endangered native and an invasive freshwater crayfish. Hydrobiologia.

2014;722: 61–74. doi:10.1007/s10750-013-1675-6

Qian PY, Qiu JW, Kennish R, Reid CA. Recolonization of benthic infauna subsequent to capping of

contaminated dredged material in East Sha Chau, Hong Kong. Estuar Coast Shelf Sci. 2003;56: 819–831.

doi:10.1016/S0272-7714(02)00320-7

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

77.

78.

79.

80.

81.

82.

Dolmer P, Dahl K, Frederiksen S, Berggren U, Prüssing S, Støttrup J, et al. Udvalget om miljøpåvirkninger

og fiskeriressourcer: Delrapport vedr. habitatpåvirkninger. 2002.

Nayar S, Goh BPL, Chou LM. Environmental impact of heavy metals from dredged and resuspended

sediments on phytoplankton and bacteria assessed in in situ mesocosms. Ecotoxicol Environ Saf. 2004;59:

349–369. doi:10.1016/j.ecoenv.2003.08.015

Jaglal K. Contaminated Aquatic Sediments. Water Environ Res. 2014;86: 1651–1676.

doi:10.2175/106143017X15023776270575

Collier CJ, Adams MP, Langlois L, Waycott M, O’Brien KR, Maxwell PS, et al. Thresholds for

morphological response to light reduction for four tropical seagrass species. Ecol Indic. Elsevier Ltd;

2016;67: 358–366. doi:10.1016/j.ecolind.2016.02.050

Chartrand KM, Szabó M, Sinutok S, Rasheed MA, Ralph PJ. Living at the margins – The response of deep-

water seagrasses to light and temperature renders them susceptible to acute impacts. Mar Environ Res.

Elsevier; 2018;136: 126–138. doi:10.1016/j marenvres.2018.02.006

NIRAS. Præsentation af Model til beregning af spredning fra klapning af uddybnings-materialer. 2013.

Foto: Jan Skriver.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

4. Fysiske konstruktioner

Menneskeskabte fysiske konstruktioner er i dette review afgrænset til havne, sluser,

dæmninger, broer, havvindmøller, permanente kabler og rørledninger på havbunden

samt kystbeskyttelse (diger, høfder, og lignende) i de danske kystvande inden for af-

grænsningen givet ved vandrammedirektivet (VRD). Der er udelukkende fokuseret på

effekter af etablerede anlæg og ikke effekter relateret til selve anlægsfasen eller til akti-

viteter på anlæggene, der på anden vis kan påvirke det marine miljø.

4.1 Teoretisk påvirkningsmekanisme

Menneskeskabte fysiske konstruktioner har to primære påvirkningsmekanismer 1) en

habitatmodificerende effekt, forårsaget af, at den fysiske konstruktion skaber en ny

(kunstig) habitat, som erstatter/tildækker den naturlige habitat på havbunden og 2) en

hydrologisk effekt relateret til ændringer i strømforhold, bølgeeksponering, vandud-

veksling, opholdstid og lignende. Begge mekanismer kan potentielt påvirke de ”hydro-

morfologiske kvalitetselementer” (dvs. salinitet, substrattype, strømhastigheder, op-

holdstid mv.) og derigennem have en effekt på de biologiske kvalitetselementer (fy-

toplankton, bundfauna og bundvegetation). De konkrete effekter afhænger af type, an-

vendelse, udformning og størrelse af den fysiske konstruktion. I VRD-sammenhæng

kan vandområder med fysiske konstruktioner/ændringer, som substantielt påvirker de

hydromorfologiske kvalitetselementer i en grad,, så vandområdet skifter karakter og for-

hindrer opnåelse af god økologisk tilstand, udpeges som

stærkt modificerede vandområ-

der

[1]. For stærkt modificerede områder opstilles i stedet målsætninger om godt økolo-

gisk potentiale

Havne:

Selve havnekonstruktionen vil tildække/befæste naturlige habitater og fungere

som en ny type substrat, der kan danne grundlag for nye habitater. Dette har primært en

lokal effekt på bundfauna og bundvegetation, men vil ikke være potentielt væsentlige på

vandområdeniveau. Den lokale effekt vil primært være knyttet til selve konstruktionen.

Derudover kan havnekonstruktionen påvirke de lokale strømningsmønstre i og omkring

havneanlægget.

Sluser og dæmninger

har til formål at kontrollere/nedsætte vandudvekslingen og kan

derfor have en effekt på de hydrologiske forhold (fx vandudveksling, ferskvandspåvirk-

ning, strømforhold, salinitet og lagdeling). Afhængig af udformning og funktion kan

sluser og dæmninger påvirke hele vandområder og alle kvalitetselementer. Generelt vil

en reduceret ferskvandspåvirkning eller øget udveksling med tilstødende åbne kyst-

vande efter en adaptionsfase resultere i højere salinitet, reduceret klorofylkoncentration,

større sigtdybde samt forbedrede vilkår for bundvegetation og bunddyr på vandområde-

niveau. Sluser kan også modsat reducere tilførslen af saltvand og dermed resultere i

mindsket fortynding af afstrømningen, hvilket vil medføre øget koncentrationen af klo-

rofyl og skabe anderledes betingelser for bunddyr og planter. Derudover kan der være

lokale ændringer i strømforhold samt en effekt på substratet i tilknytning til selve kon-

struktionen, hvilket lokalt kan påvirke bundfauna og vegetation.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Broer

kan have en hydrologisk effekt som følge af bropiller/fundament. Alt efter ud-

formning af bropillerne og evt. afværgeforanstaltninger kan broernes påvirkning af de

hydrologiske forhold spænde fra ubetydelig til en ”dæmningseffekt”. I de fleste tilfælde

vil bropiller dog have langt mindre hydrologisk effekt end f.eks. dæmninger og ved an-

læg af nye broer tilstræbes ofte ”0-løsninger” således, at de hydrologiske forhold kun

påvirkes ubetydeligt. Bropiller har derudover en habitatmodificerende effekt.

Hård kystbeskyttelse (høfder)

er konstrueret til at have en (lokal) effekt på strømfor-

hold, bølgeeksponering og sedimenttransport, hvilket primært påvirker den kystnære

(lokale) bundvegetation og -fauna. Derudover har kystbeskyttelsen en habitatmodifice-

rende effekt, hvor kystbeskyttelsen består af hårdt substrat. Ændringen i substrat vil

have en habitatmodificerende effekt i tilknytning til selve konstruktionen.

Vindmøllefundamenter

vil primært have en lokal habitatmodificerende effekt, men vil

også i mindre omfang kunne påvirke de lokale hydrologiske forhold omkring funda-

menterne.

Kabler og rør på havbunden

har primært en effekt på typen af substrat, som er tilgæn-

geligt for bunddyr og bundvegetation og kan virke som en barriere for mobile bunddyr.

Derudover medfører konstruktionerne ændringer i de helt bundnære strømningsforhold.

Figur 4.1. Kort over placering af havvindmøller, havne og høfder (kystbeskyttelse) i danske farvande.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

4.2 Dokumenteret påvirkning

Påvirkninger fra fysiske konstruktioner er inddelt i hydromorfologiske effekter, som po-

tentielt kan påvirke store områder langt fra den fysiske konstruktion og i habitatmodifi-

cerende effekter, som er begrænset til selve den fysiske konstruktion og dens umiddel-

bare nærområde (se også tabel 4.1).

Hydromorfologiske effekter:

Sluser og dæmninger, som substantielt påvirker vandud-

veksling mellem et fjordområde og havet eller kontrollerer ferskvandstilførslen til fjord-

området, kan have signifikante og målbare effekter på vandområdeniveau [2-4]. Fx har

[2-4] påvist regimeskift i Ringkøbing Fjord som følge af ændringer i slusepraksis. Den

ændrede slusepraksis betød øget udveksling med højsalint Nordsøvand, som fik salinite-

ten i fjorden til at stige ca. 2 PSU. Dette bevirkede et skift fra et bottom-up kontrolleret

system med høje klorofylkoncentrationer, lav sigtdybde og lille bentisk biomasse til et

top-down kontrolleret system med væsentligt lavere klorofyl koncentrationer, større

sigtdybde og øget bentisk biomasse. Især det bentiske samfunds respons til (menneske-

skabte) ændringer i vandudveksling mellem brakvands- og havvands-systemer er velun-

dersøgt og viser, at sammensætning og type af de bentiske samfund er følsomt overfor

ændringer i vandudveksling [4, 5]. Ligeledes er der dokumenteret effekter på økosy-

stemniveau som følge af ændringer i ferskvandstilførsler forårsaget af opstrøms dæm-

ninger [6] eller ændret slusepraksis [3]. Det er således dokumenteret, at en reduceret

ferskvandstilførsel medfører forbedrede lysforhold, ændringer for bentiske mikroalger

og fytoplankton [6, 7], nedgang i opportunistiske makroalger [3, 8] og stigning i areal-

dækning og biomasse af havgræsser [3]. Det er ligeledes dokumenteret, at totalt ind-

dæmmede brakvandsområder over tid kan ændres til ferskvandssøer, med opblomstrin-

ger af giftige alger og cyanobakterier til følge [9]. Der er dog også eksempler på, at

dæmninger og sluser, alt efter udformning og slusepraksis, kun har mindre betydning

for de økologiske forhold (klorofyl- og iltkoncentrationer) [10], hvilket sandsynligvis

vil være tilfældet for de fleste højvandssluser.

Det har ikke været muligt at finde dokumentation for, at broer og havvindmøller har hy-

drologiske effekter og dermed økosystemeffekter af samme betydning og på samme

rumlige skala som dæmninger og sluser, sandsynligvis fordi de ikke i samme grad på-

virker de hydrologiske forhold. Dokumenterede effekter af broer er primært relateret til

ændrede strømforhold i nærområdet omkring bropillerne [11], som ikke vurderes at

have betydning for de økologiske forhold på vandområdeniveau. I VVM-redegørelser

for anlæg af broer i danske vandområder vurderes ligeledes, at de permanente effekter

af broernes fysiske strukturer ikke har nævneværdig betydning for vandkvaliteten og at

der tilstræbes ”0-løsninger” [12, 13] således, at de hydrauliske forhold kun påvirkes

ubetydeligt. Alt afhængig af konstruktionen kan broer dog virke som en slags dæm-

ning/tærskel, som kan påvirke vandudskiftningen [14], men der er ikke fundet doku-

mentation for, at broers hydrologiske effekt er stor nok til at kunne påvirke biologien på

vandområdeniveau. Der er dokumenteret ændrede strømforhold og klorofylkoncentrati-

oner lokalt omkring vindmøllefundamenter [15], men ikke på større (>200 m) rumlig

skala. Ligeledes er der observeret ændringer i bundfaunasamfundet omkring (<50 m)

vindmøllefundamenter, sandsynligvis som følge af lokalt forøget sedimentation [15].

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Den undersøgte litteratur vedrørende hydrologiske effekter af havne og afledte miljøef-

fekter viser enkelte eksempler på, at havne kan påvirke lokale strømforhold og salinite-

ten ved bunden og dermed bundfaunasamfundet [16].

Hård kystbeskyttelse (fx høfder) har dokumenterede hydrologiske effekter og kan på-

virke bølgeeksponering, kyststrømme, sedimenttransporter, sedimentationsrater og lys-

forhold [17-19], hvilket har dokumenterede effekter på især epibiota-samfund i kystom-

råder. Fx kan en mindsket strøm og bølgeeksponering ved kystbeskyttelse reducere ma-

terialetransport fra land til havet, ændre resuspensionsmønstre, ændre sedimenternes

kornstørrelse og påvirke lysforholdene, hvilket vil have effekter for de kystnære habita-

ter og især epibiota-samfund langs kysten. Ligeledes kan ændring/afbrydelse af kyst-

strømme fx ved høfder mindske konnektiviteten mellem ellers sammenhængende områ-

der og dermed påvirke spredning og medføre akkumulering af organismer [17]. De do-

kumenterede hydrologiske effekter af kystbeskyttelsen er således ikke begrænset til

selve kystbeskyttelsesstrukturen, men dog koblet til områder tæt på/langs med kysten.

Ændringer i de hydrologiske forhold (primært strømforhold), som følge af en fysisk

konstruktion kan have afledte morfologiske effekter i form af ændrede sedimentations

og eroderingsforhold. Fx er der observeret ændrede sedimentationsforhold omkring

vindmøllefundamenter [15] og ændringer i sediment transport, sedimentationsforhold

og sedimentsammensætning i relation til kystbeskyttelse [17,41], marinaer og havne

[42,43].

Substrat- og habitatmodificerende effekter:

Menneskeskabte fysiske strukturer tilfø-

rer nyt (kunstigt) substrat til et givet område, hvilket favoriserer de organismer, som kan

udnytte substratet til levested. Endvidere medfører de fysiske konstruktioner tab af na-

turlige habitater i de områder, som befæstes af de kunstige konstruktioner. Konsekven-

serne af denne substrat- (og dermed habitat-) ændring afhænger primært af konstrukti-

onstypen (overflademateriale, topologi, konstruktion, mm) [17] og af de omgivne natur-

lige habitater [20]. Fysiske konstruktioner danner nye hårde habitater, som på flere må-

der adskiller sig fra de naturlige habitater, hvilket påvirker typen, densiteten og biodi-

versiteten af især epibiota (både fauna og makroalger) samt de associerede fiskesam-

fund [21-23]. Anlæg af fysiske konstruktioner i blødbundsområder vil derfor resultere i

et lokalt skift fra blødbundslevende arter og samfund til hårdbundslevende epibiota og

kan fungere som et hot spot for biologisk aktivitet [15] og biodiversitet [24, 25]. De

menneskeskabte fysiske konstruktioner kan således i en vis udstrækning kompensere for

tabet af hårde substrater [23] som følge af andre menneskelige aktiviteter (fx det histori-

ske stenfiskeri) og de kan fungere som korridorer eller ”stepping stones”, som forbinder

ellers adskilte populationer [26]. Men menneskeskabte fysiske strukturer vil, også

selvom de er lavet af naturmaterialer, adskille sig fra andre naturlige hårdbundssam-

fund, som findes på fx sten, stenrev og ved klippekyster [27, 28], idet det kunstige sub-

strat vil være anderledes med hensyn til især overfladetekstur, hældning og topologi

[29] end naturligt hårdt substrat, hvilket påvirker rekruttering, vækst, konkurrencefor-

hold, prædation og reproduktion for epibiota tilknyttet strukturerne [27, 28, 30]. Fysiske

konstruktioner danner ofte vertikale strukturer i hele vandsøjlen og er dermed anderle-

des end naturlige habitater, hvilket bl.a. kan resultere i anderledes samfund, ekstremt

høje tætheder med mindre individstørrelser [31] samt ændre biodiversiteten af både

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

bundfauna og makroalger [23, 27, 32, 33]. Vertikale kunstige substrater kan også resul-

tere i øget vækst og individstørrelse, som det kendes fra fx muslinge- og makroalge-

farme, fordi der tilføres kunstigt substrat i vandsøjlen i form af liner og net, hvor fødetil-

gængeligheden for filtrerende organismer ofte er større og lysforholdende for makroal-

ger er bedre. Såfremt de kunstige strukturer koloniseres af filtrerende organismer, kan

det have betydning for fx klorofylkoncentrationen i det omkringliggende vand [15]. Per-

manente rør og kabler på havbunden adskiller sig fra det generelle mønster for kon-

struktioner bl.a. ved at være horisontale strukturer, som udover at bidrage med nyt hårdt

substrat, der hurtigt koloniseres af epibiota, også kan agere barriere for mobile dyr, som

fx krabber [34].

Den direkte habitatmodificerende effekt af fysiske konstruktioner kan således have lokal

betydning for især kvalitetselementerne bundfauna og bundvegetation og kan i de til-

fælde, hvor det kunstige habitat koloniseres af filtratorer, også påvirke kvalitetselemen-

tet fytoplankton (klorofyl) i umiddelbar nærhed af de kunstige strukturer. Såfremt den

fysiske konstruktion erstatter/befæster blødbundshabitater kan indikatorerne ålegræssets

dybdegrænse og bunddyrsindekset DKI, teoretisk set blive påvirket, da begge disse indi-

katorer er relateret til blødbundshabitater.

Tabel 4.1. Sammenfatning af de mekanismer, hvorved fysiske konstruktioner kan forventes at påvirke kvalitetselementerne bund-

fauna, makroalger, ålegræs og fytoplankton og afledte økologiske effekter. De generelle påvirkningsmekanismer er overordnet set

gældende for alle konstruktionstyper, men på forskellig rumlig skala og af forskellig effekt.

Fysisk

Konstruktion

Sluse/dæmning

Dokumenterede påvirkningsmekanismer og effekter på kvalitetselementer

1) Ændring af hydromorfologiske forhold som har effekt på vandområdeniveau for klorofyl, bunddyr og

bundplanter samt lys [2].

2) Habitatmodificerende effekt

som resulterer i mindre og lokale effekter primært for bundfauna og

bundvegetation, samt tab af naturlige habitater [17]

1) Ændring af lokale hydromorfologiske forhold relateret til bropiller [11]. Der er ikke fundet dokumen-

tation for, at broers hydrologiske effekter kan inducere betydende økologiske effekter på vandområde ni-

veau.

2) Habitatmodificerende effekt, som resulterer i mindre og lokale effekter primært for bundfauna og

bundvegetation samt tab af naturlige habitater [17, 39]

Havvindmøller

1) Ændring af lokale hydrologiske forhold omkring vindmøllefundamenter [15]. Der er ikke fundet doku-

mentation for, at vindmøllers hydrologiske effekter kan inducere betydende økologiske effekter på vand-

område niveau.

2) Habitatmodificerende effekt, som påvirker epibiota og klorofyl på grund af nyt substrat [15, 36], samt

tab af naturlige habitater.

Havne

1) Ændring af lokale hydromorfologiske forhold med effekter på bundfaunasamfund, som tilskrives æn-

dret bund salinitet, strømforhold, sedimentation og sedimenttransport [16]

2) Habitatmodificerende effekter, som påvirker især sammensætning og biodiversitet af epibiota samfund

[23, 35, 40]

Hård Kyst-

1) Ændring af kystnære hydromorfologiske forhold, herunder især ændring af kyststrømme og bølgeek-

Beskyttelse

sponering, som kan reducere spredning/udveksling af organismer og materiale [17, 18].

2) Habitatmodificerende effekt som påvirker sammensætning, vækst og biodiversitet af kystnære benti-

ske dyre og plantesamfund og medfører tab af naturlige habitater [17, 23]

Rør og kabler

1) Ændring af bundnære hydrologiske forhold, men der er ikke fundet dokumentation for, at dette kan

inducere betydende økologiske effekter på vandområde niveau.

2) Habitatmodificerende effekt, med påvirkning af epibiota samfund og nedsat konnektivitet (barriere ef-

fekt) [34]

Der er ikke fundet dokumenterede habitatmodificerende effekter specifikt for sluser

Broer

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

De habitatmodificerende effekter af fysiske konstruktioner er tæt koblet til selve den fy-

siske konstruktion og de afledte økologiske effekter er dokumenteret for mange forskel-

lige typer af konstruktioner herunder havne [35] , havvindmøller [36] og kystbeskyttelse

[17]. Effekternes størrelse er tæt koblet til befæstningsarealet (tab af naturlige habitater)

samt til overfladearealet og opbygning af den fysiske konstruktion (nyt substrat). Øko-

logiske ændringer induceret af habitatmodifikationen vil kun i mindre grad kunne detek-

teres til nærliggende områder omkring de kunstige strukturer, og vil kunne henføres til

ændrede fødekæder [37], ændrede lysforhold [19, 38], ændret filtration og sedimentati-

onsforhold [15, 19]. Økologiske effekter som følge af habitatmodifikationen er ikke do-

kumenteret på større rumlig skala.

4.3 Påvirkningens afhængighed af andre faktorer

Effekter af fysiske konstruktioner på kvalitetselementerne vil primært afhænge af miljø-

forholdende (fx salinitet, substrat, strømforhold, aktuelle samfund mm) i det område,

den fysiske konstruktion er placeret forstået som, at det fx vil være det aktuelle bund-

faunasamfund, med den for vandområdet specifikke artssammensætning, der bliver på-

virket. Derudover er effekterne af fysiske konstruktioner ikke afhængige af andre fakto-

rer.

4.4 Påvirkningens relative betydning

Fysiske konstruktioner, som har substantiel indvirkning på de hydromorfologiske for-

hold, kan ændre et vandområdes karakter og påvirke alle kvalitetselementerne. Omfan-

get af påvirkning afhænger primært af konstruktionens udformning, placering og anven-

delse (fx slusepraksis). Litteraturen viser, at det primært er sluser og dæmninger, der

kan påvirke de hydrologiske forhold i en grad, så det har økologiske effekter på vand-

områdeniveau. For andre fysiske konstruktioner er den hydrologiske effekt for lo-

kal/lille til at kunne påvirke kvalitetselementerne på vandområdeniveau.

Alle fysiske konstruktioner har en habitatmodificerende effekt, som primært har betyd-

ning for sammensætning, vækst, densitet og biodiversitet af den epibiota (bunddyr og

bundplanter), som kan benytte konstruktionen som habitat samt for de samfund, der for-

svinder ved konstruktionens tilblivelse. Dette kan have afledte effekter i nærområdet

særligt for de associerede mobile prædatorer, de bentiske samfund samt på sedimentati-

onsrater, lys og klorofylkoncentrationer. Habitateffekterne vil således være stærkt knyt-

tet til selve den fysiske konstruktion, men kan dog i mindre grad også påvirke habitater i

nærområdet. På vandområdeniveau er effekten af habitatændringer dog meget begræn-

set, da <5% (visuel inspektion) af arealet af et givent vandområde er påvirket af habitat-

forandringerne. For Københavns havn udgør arealet dog så stor en del af det pågæl-

dende vandområde, at de fysiske konstruktioner udgør en meget væsentlig del af vand-

områdets samlede areal og her vil de have en betydning for tilstandsvurdering af kvali-

tetselementerne.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

4.5 Tilgængelige data

Der findes pålidelige data for placering af de fleste typer af fysiske konstruktioner med

undtagelse af rør og kabler på havbunden. For dæmninger, sluser og broer er der ikke

nødvendigvis tilgængelige data for konstruktionen og slusepraksis, hvilket kan være

nødvendigt for en præcis effektvurdering. For langt de fleste fysiske konstruktioner

etableret før 1990, vil data for ”før” biologiske forhold ikke eksistere.

Figur 4.2. Vandområder hvor der er sluse/dæmninger. Hvid: Ingen data om presfaktoren; Gul: Data for området men presfaktoren

ikke tilstede; Lysegrøn: Presfaktoren tilstede men med for få data til analyse og; Mørkegrøn: Presfaktoren tilstede og med potentielt

tilstrækkeligt med data til at indgå i en analyse, evt. på tværs af vandområder

4.6 Konklusion

Sluser og dæmninger kan have substantiel effekt på de hydromorfologiske forhold med

afledte ændringer i de økologiske forhold på vandområde niveau og kan være direkte år-

sag til, at et vandområde skifter karakter og derved kan karakteriseres som ”stærkt mo-

dificeret vandområde” i henhold til vandrammedirektivet. Omfanget af effekten kræver

en nærmere undersøgelse, idet den blandt andet afhænger af den specifikke konstruk-

tion, sluse praksis og eksisterende forhold. Andre typer af fysiske konstruktioner (broer,

kystbeskyttelse, havne osv.), kan have lokale hydrologiske effekter, men der er ikke

fundet dokumentation for, at lokale hydrologiske ændringer har indvirkning på epibiota

samfund og pelagiske parametre (herunder fytoplankton/klorofyl, lys og ilt) på vandom-

råde niveau. Alle fysiske konstruktioner har en habitatmodificerende effekt forårsaget af

tilførslen af nyt, kunstigt substrat og tab af naturligt substrat som følge af befæstning.

Habitatmodifikationen påvirker især epibiota samfund tilknyttet konstruktionen og i

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

mindre omfang området i umiddelbar nærhed af konstruktionen. Da de habitatmodifice-

rende effekter er lokale og relateret til selve konstruktionen, vil der som hovedregel ikke

være effekter på vandområdeniveau, idet arealet af konstruktionen er ubetydeligt (<5%)

i forhold til vandområdets areal (tabel 4.2). Der kan dog forekomme undtagelser (fx Kø-

benhavns havn), hvor den fysiske konstruktion udgør en stor del af vandområdet og der-

med har kan have effekter på vandområdeniveau.

Tabel 4.2 Fysiske konstruktioners egnethed til at indgå i analyser vedr. 3. generations vandplaner. Egnethed er angivet for hvert

kvalitetselement og samlet ved brug af følgende skala 1-5: 1) Påvirkningsmekanisme kan ikke dokumenteres; 2) Påvirkningsmeka-

nisme dokumenteret, men ingen potentiel væsentlig effekt i danske farvande på vandområdeniveau; 3) Potentiel væsentlig effekt,

men ikke datagrundlag for egentlige analyser; 4) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i få (<10) vand-

områder; 5) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i mange vandområder.

Presfaktor

Sluser/dæmninger

Broer

Havne

Havvind-møller

Kyst-beskyttelse

Rør og kabler

Fytoplankton

Kvalitetselementer

Ålegræs

Makro-alger

Bund-fauna

Støtteparametre

Iltforhold

Sigtdybde

Københavns havn er en undtagelse, idet havnen dækker stort set hele vandområdet. Areal af de resterende (erhvervs) havne <<

vandområde areal

4.7 Referencer

Anon, CIS 4, Identification and Designation of Heavily Modified and Artificial Water Bodies, in Common

Implementation Strategy for the Water Framework Directive (2000/60/EC). 2003.

Petersen, J.K., et al., Regime shift in a coastal marine ecosystem. Ecological Applications, 2008.

18(2):

497-510.

Lillebo, A.I., et al., Management of a shallow temperate estuary to control eutrophication: The effect of

hydrodynamics on the system's nutrient loading. Estuarine Coastal and Shelf Science, 2005.

65(4):

p. 697-

707.

Correia, M.J., et al., Inter-annual variations of macrobenthic communities over three decades in a land-

locked coastal lagoon (Santo Andre, SW Portugal). Estuarine Coastal and Shelf Science, 2012.

110:

p. 168-

175.

Felix, P.M., et al., Short-term versus long-term changes in the benthic communities of a small coatal

lagoon: Implications for ecological status assessment. Vie Et Milieu-Life and Environment, 2013.

63(1):

11-22.

Tolley, S.G., et al., The responses of turbidity, CDOM, benthic microalgae, phytoplankton and zooplankton

to variation in seasonal freshwater inflow to the Caloosahatchee Estuary. Final Data Analysis and

Interpretation Report to South Florida Water Management District, 2010.

Senneville, S., et al., Moderate effect of damming the Romaine River (Quebec, Canada) on coastal plankton

dynamics. Estuarine Coastal and Shelf Science, 2018.

203:

p. 29-43.

Martins, I., et al., Hydrodynamics as a major factor controlling the occurrence of green macroalgal blooms

in a eutrophic estuary: A case study on the influence of precipitation and river management. Estuarine

Coastal and Shelf Science, 2001.

52(2):

p. 165-177.

Verspagen, J.M.H., et al., Water management strategies against toxic Microcystis blooms in the Dutch

delta. Ecological Applications, 2006.

16(1):

p. 313-327.

Erichsen, A.C., Effekter af Virksunddæmningen på vandkvaliteten i Hjarbæk Fjord. 2014, DHI.

Liu, Z., et al., Impact of small-scale structures on estuarine circulation. Ocean Dynamics, 2018.

68(4-5):

509-533.

Vejdirektoratet, Ny bane på tværs af Vejle Fjord. Sammenfattende rapport. VVM redegørelse. 2016,

Vejdirektoratet.

Vejdirektoratet, Ny fjordforbindelse ved Frederikssund. VVM redegørelse, Miljøvurdering del 3. 2010,

Vejdirektoratet.

Vejdirektoratet, Ny fjordforbindelse ved Frederikssund. Sammenfattende rapport. 2010, Vejdirektorartet.

10.

11.

12.

13.

14.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

15.

16.

17.

18.

19.

20.

21.

22.

23.

24.

25.

26.

27.

28.

29.

30.

31.

32.

33.

34.

35.

36.

37.

38.

39.

40.

41.

42.

43.

Maar, M., et al., Local effects of blue mussels around turbine foundations in an ecosystem model of Nysted

off-shore wind farm, Denmark. Journal of Sea Research, 2009.

62(2-3):

p. 159-174.

Dauvin, J.-C., et al., Does the Port 2000 harbour construction have an effect on the Seine estuary

suprabenthic community? Estuarine Coastal and Shelf Science, 2010.

86(1):

p. 42-50.

Bulleri, F. and M.G. Chapman, The introduction of coastal infrastructure as a driver of change in marine

environments. Journal of Applied Ecology, 2010.

47(1):

p. 26-35.

Burcharth, H.F.H., S.J.; Zanuttigh, B.; Lamberti, A., Environmental Design guidelines for low crested

coastal structures. 2007, Amsterdam: Elsevier.

Bertasi, F., et al., Effects of an artificial protection structure on the sandy shore macrofaunal community:

the special case of Lido di Dante (Northern Adriatic Sea). Hydrobiologia, 2007.

586:

p. 277-290.

Bulleri, F., The introduction of artificial structures on marine soft- and hard-bottoms: ecological

implications of epibiota. Environmental Conservation, 2005.

32(2):

p. 101-102.

Clynick, B.G., Characteristics of an urban fish assemblage: Distribution of fish associated with coastal

marinas. Marine Environmental Research, 2008.

65(1):

p. 18-33.

Clynick, B.G., M.G. Chapman, and A.J. Underwood, Fish assemblages associated with urban structures and

natural reefs in Sydney, Australia. Austral Ecology, 2008.

33(2):

p. 140-150.

Walker, D.I. and G.A. Kendrick, Threats to macroalgal diversity: Marine habitat destruction and

fragmentation, pollution and introduced species. Botanica Marina, 1998.

41(1):

p. 105-112.

Connell, S.D. and T.M. Glasby, Do urban structures influence local abundance and diversity of subtidal

epibiota? A case study from Sydney Harbour, Australia. Marine Environmental Research, 1999.

47(4):

373-387.

Inger, R., et al., Marine renewable energy: potential benefits to biodiversity? An urgent call for research.

Journal of Applied Ecology, 2009.

46(6):

p. 1145-1153.

Glasby, T.M. and S.D. Connell, Urban structures as marine habitats. Ambio, 1999.

28(7):

p. 595-598.

Moschella, P.S., et al., Low-crested coastal defence structures as artificial habitats for marine life: Using

ecological criteria in design. Coastal Engineering, 2005.

52(10-11):

p. 1053-1071.

Edwards, R.A. and S.D.A. Smith, Subtidal assemblages associated with a geotextile reef in south-east

Queensland, Australia. Marine and Freshwater Research, 2005.

56(2):

p. 133-142.

Baine, M., Artificial reefs: a review of their design, application, management and performance. Ocean &

Coastal Management, 2001.

44(3-4):

p. 241-259.

Whorff, J.S., L.L. Whorff, and M.H. Sweet, Spatial variation in an algal turf community with respect to

substratum slope and wave height. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom,

1995.

75(2):

p. 429-444.

Moreira, J., M.G. Chapman, and A.J. Underwood, Seawalls do not sustain viable populations of limpets.

Marine Ecology Progress Series, 2006.

322:

p. 179-188.

Bacchiocchi, F. and L. Airoldi, Distribution and dynamics of epibiota on hard structures for coastal

protection. Estuarine Coastal and Shelf Science, 2003.

56(5-6):

p. 1157-1166.

Bulleri, F., Is it time for urban ecology to include the marine realm? Trends in Ecology & Evolution, 2006.

21(12):

p. 658-659.

Glaholt, R.G., M. Nunas, and S. Ong, An investigation into the influence of marine pipelines and cables on

benthic ecology and biodiversity. Seventh International Symposium on Environmental Concerns in Rights-

of-Way-Management, ed. J.W. GoodrichMahoney, D.F. Mutrie, and C.A. Guild. 2002. 765-775.

Megina, C., et al., Harbours as marine habitats: hydroid assemblages on sea-walls compared with natural

habitats. Marine Biology, 2013.

160(2):

p. 371-381.

Petersen, J.K. and T. Malm, Offshore windmill farms: Threats to or possibilities for the marine

environment. Ambio, 2006.

35(2):

p. 75-80.

Caine, E.A., Potential effect of floating dock communities on a South-Carolina estuary. Journal of

Experimental Marine Biology and Ecology, 1987.

108(1):

p. 83-91.

Blockley, D.J., Effect of wharves on intertidal assemblages on seawalls in Sydney Harbour, Australia.

Marine Environmental Research, 2007.

63(4):

p. 409-427.

Davis, N., G.R. Vanblaricom, and P.K. Dayton, Man-made structures on marine sediments - effects on

adjacent benthic communities. Marine Biology, 1982.

70(3):

p. 295-303.

Mayer-Pinto, M., et al., Sydney Harbour: a review of anthropogenic impacts on the biodiversity and

ecosystem function of one of the world's largest natural harbours. Marine and Freshwater Research, 2015.

66(12):

p. 1088-1105.

Palinkas, C. M., et al, The Influence of Breakwaters on Nearshore Sedimentation Patterns in Chesapeake

Bay, USA. Journal of Coastal Research, 2016.

32(4):

788-799.

Caceres, R. A., et al., Analysis of Sedimentation Problems at the Entrance to Mar del Plata Harbor, Journal

of Coastal Research, 2016.

32(2):

301-314.

Rivero, N. K., et al. Environmental and ecological changes associated with a marina.Biofouling, 2013.

29(7):

803-815.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

5. Fiskeri

Det kystnære fiskeri i Danmark foregår fra relativt små fartøjer, hvoraf en stor del fisker

med garn [1], mens fiskeriet med bundslæbende redskaber primært foregår med skra-

bere efter muslinger og østers, bomtrawl efter hesterejer, snurrevod efter rødspætter og

med traditionelle bundtrawl efter torsk og fladfisk. Disse bundslæbende redskabstyper

har forskellig fysisk påvirkning af havbunden (areal og sedimentdybde) under brug,

hvor eksempelvis snurrevod har en meget stor arealpåvirkning per time (1 km

) men

kun i sedimentets øverste lag (mindre end 2 cm dybde) [2]. Modsat forholder det sig for

muslingeskrabere, som typisk påvirker et væsentligt mindre areal per time fiskeri (0,05

). Intensiteten og udbredelsen af fiskeriet har sammen med den specifikke fysiske

redskabspåvirkning stor betydning for påvirkningen af kvalitetselementerne og bør in-

kluderes i beregninger og mål for det samlede fiskeripres for vandområderne [3].

5.1 Teoretisk påvirkningsmekanisme

Fiskeri i vandområderne kan påvirke kvalitetselementerne bundfauna, makroalger,

blomsterplanter (ålegræs) og fytoplankton både direkte og indirekte. Bundfauna, makro-

alger og ålegræs kan blive fjernet eller beskadiget ved den direkte fysiske kontakt med

de forskellige komponenter af bundslæbende redskaber (skovle, kæder, liner, trawl,

etc.). Den fysiske bundkontakt kan også indirekte påvirke kvalitetselementerne ved at

ændre deres habitater, herunder forårsage ændringer i havbundens struktur og i de bio-

geokemiske processer, der er relateret til sedimentets struktur og bundfaunaens ventila-

tion af sedimentet. Det gælder fluxe af næringsstoffer og giftig svovlbrinte, resuspen-

sion af partikler og iltning af sedimentet. Disse påvirkninger kan føre til ændrede livs-

eller formeringsforhold. For både bundslæbende og passive fiskeredskaber gælder, at

fangst af større dyr såsom bundlevende fisk, planktivore fisk og filtrerende skaldyr æn-

drer fødetilgængeligheden og prædationstrykket på bundfaunen og græsningstrykket på

zoo- og fytoplankton. Udsmid af uønsket fangst og øget eksponering og dødelighed af

bundlevende organismer efter redskabspåvirkninger favoriserer de ådselædende dyr og

ændrer ligeledes fødetilgængelighed og energitilførsel til de bentiske habitater. De re-

sulterende ændringer i arts- og størrelsessammensætningen i bundfaunasamfundene på-

virker forskellige interaktioner især omhandlende fødekæder, konkurrence og økosy-

stemfunktioner. Fiskeri kan også påvirke tilstanden af ålegræsenge og tangskove indi-

rekte ved at reducere mængden af rovfisk og dermed mindske deres regulering af den

tilknyttede fauna- og flora i disse områder.

5.2 Dokumenteret påvirkning

I den følgende gennemgang af den dokumenterede påvirkning af kvalitetselementerne

fra fiskeri er der fokuseret på effekterne fra bundslæbende redskaber, mens der i nogen

grad er set bort fra passive redskaber såsom nedgarn, bundgarn, ruser og tejner på grund

af deres begrænsede miljøeffekter generelt [4] og i særdeleshed i forhold til kvalitetsele-

menterne. Dog foregår der et væsentligt fiskeri (både kommercielt og rekreativt) med

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

passive redskaber i vandområderne og når der i det følgende redegøres for potentielle

indirekte fødekædeeffekter på kvalitetselementerne, gennem fangst og udsmid af fisk, så

gælder beskrivelsen af denne påvirkningsmekanisme også for disse redskaber.

Bundfauna:

Relativt få studier af fiskerieffekter har beskæftiget sig med kystnære og

lavvandede områder, hvorimod litteraturen er rig på studier foretaget i mere åbne hav-

områder på vanddybder over 25 m uden makrovegetation. I et globalt oversigtsstudie

[5] er der afhængigt af sediment og redskabstype påvist bundfauna individ-dødeligheder

på mellem 6-41% per redskabspassage. Hydrauliske skrabere (en redskabstype hvor

både sediment og skaldyr suges op i fartøjet gennem en slange vha. undertryk) påførte

den højeste dødelighed efterfulgt af traditionelle skaldyrs-skrabere, bomtrawl, alminde-

lige bundtrawl. I [6] blev der fundet en reduktion på 26% i bundfauna individtæthed og

19% i artstæthed ved én redskabspassage og konkludere, at dødeligheden varierede med

sedimentsammensætningen og graden af tidligere fiskeripåvirkning. Tilsvarende effek-

ter af forskellige typer af fiskeri på bundfaunaen (reduktioner i individtæthed, artstæthed

og biomasse gennem direkte fysisk påvirkning af organismer eller gennem ændringer af

habitatet) er påvist for forskellige bundslæbende redskaber i en lang række undersøgel-

ser i Nordsøen, Kattegat og andre lignende farvande [7,8,17-24,9-16]. Det har vist sig,

at forskellige arter påvirkes af fiskeri i forskellig grad afhængig af biologiske karakter-

træk såsom tilknytning til sedimentet, størrelse, livslængde, og føde- og formeringsstra-

tegi således, at fx store, fastsiddende, langt-levende epifauna-arter har højere dødelighed

end små, kortlivede infauna-organismer [25-32]. For enkelte kombinationer af redska-

ber og habitattyper (lette hestereje-bomtrawl på sandbund [33] og mindre rejetrawl på

blød bund [34] har der ikke kunnet påvises signifikante habitatpåvirkninger.

Fiskeriet kan også indirekte, gennem kaskadeeffekter i havets fødenet, ændre artstæthed

og individtæthed af bundfaunaen ved fangst af prædatorer, udsmid af uønsket fangst

samt øget eksponering og dødelighed af bundlevende organismer [35-39]. Alle disse ef-

fekter kan medføre, at specielt gruppen af ådselædende bunddyr fremmes samtidigt

med, at der sker en generel reduktion i havbundens biodiversitet. Sådanne effekter er

påvist i en række studier [24,40-43] og ved gentagne fiskeripåvirkninger med bundslæ-

bende redskaber vil der typisk ske et skift i artssammensætningen i bundfauna-samfun-

dene fra større, fastsiddende filtratorer imod infauna og mobile ådselædere samt imod

en dominans af arter med kortere livshistorie og hurtig re-kolonisering [8,44-49].

EU-landene har udviklet en række bundfaunaindikatorer til overvågning af havbundens

miljøstatus (fx AMBI, BQI og DKI). De fleste af disse indikatorer baserer sig på føl-

somhedsmål (dvs. sammensætningen af henholdsvis følsomme og tolerante arter i bund-

faunasamfundene) og biodiversitetsmål, der på forskellige måder kombineres i et samlet

indeks for bundfaunaens tilstand [50-56]. For nogle af disse indikatorer er det et pro-

blem, at de ikke tager hensyn til, at antallet af individer og arter i bundprøverne ofte er

stærkt korrelerede, blandt andet fordi antallet af individer i prøverne sætter en øvre

grænse for, hvor mange arter der kan registreres på en given lokalitet. Denne korrelation

gør det vanskeligt at kvantificere fiskeriets effekt ved hjælp af indikatorer som DKI, der

integrerer både individ- og artsantal, uden at tage hensyn til korrelationen Det er således

vist [57], at jomfruhummerfiskeriet i Kattegat havde en signifikant negativ effekt på in-

dividtætheden, mens effekten på antallet af arter i prøverne (artstætheden) ikke var sig-

nifikant, efter at man havde taget hensyn til nedgangen i individtæthed.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Makroalger:

Flere studier har dokumenteret en reduktion i udbredelse og biomasse af

makroalger i Middelhavet som en følge af fysisk redskabspåvirkning fra bundslæbende

redskaber [58,59] og den samme påvirkningsmekanisme er dokumenteret ved fiskeri ef-

ter kammuslinger i farvandene omkring UK og flere andre europæiske farvande [60–

64]. I en undersøgelse i Gulf of California er der påvist en reduktion i størrelse og ud-

bredelse af makroalger som en følge af øget sedimentering og tildækning forårsaget af

fiskeri med bundslæbende redskaber [65]. For tangskove er der desuden eksempler på,

at overfiskeri af fx torsk kan forstyrre den naturlige top-down regulering af tangskovene

og føre til, at skovene nedgræsses af søpindsvin [67,68]. Omvendt kan fiskeri af søpind-

svin også bidrage til at fremme udbredelsen af tangskov [69].

Ålegræs:

Fiskeri med blåmuslingeskrabere kan fjerne ålegræs både over og under sedi-

mentoverfladen [70]. Fiskeri efter kammuslinger kan også føre til signifikant reduceret

ålegræs biomasse og skud-antal på både sandbund og på blød mudderbund [71,72]. Åle-

græssets vegetative vækst ved rodskydning har vist sig at være lavere i områder med

bundtrawling [66]. I forbindelse med bundtrawling og muslingeskrabning kan der af-

lejre sig sediment på ålegræsset, hvilket hæmmer plantens lys- og iltoptagelse over bla-

dene [73] og fiskeripåvirkninger har samlet set en negativ effekt på udbredelsen af åle-

græs [74–76]. Øget turbiditet (fx via fiskeribetinget resuspension) har også negative ef-

fekter på ålegræssets vækst og udbredelse [77,78].

Fiskeritryk kan også påvirke tilstanden af ålegræsenge gennem top-down regulering af

de tilknyttede organismer [79]. På ålegræsblade lever et samfund af epifytiske alger, og

mellem ålegræsskuddene vokser der opportunistiske alger, og begge algesamfund græs-

ses af bl.a. tanglus, der er føde for småfisk, som holdes i ave af større fisk som eksem-

pelvis torsk. Hvis fiskeritrykket på større fisk bliver for stort, kan det sætte gang i ka-

skadeeffekter, der resulterer i overgroning af ålegræsengene med epifytiske og løst-lig-

gende alger [80,81].

Fytoplankton:

Fiskeri kan påvirke fytoplankton gennem resuspension af finpartikulært

sediment [82–84]. Fytoplankton og støtteparametrene (iltforhold og sigtdybde) påvirkes

gennem flere forskellige mekanismer: a) bundtrawling på lavt vand kan føre til øget tur-

biditet, øget iltforbrug og reduceret lysintensitet og dermed nedsat fotosyntese og pro-

duktion af fytoplankton og ilt [74,85–92], b) resuspension af bundmateriale forårsaget

af fiskeri med bundslæbende redskaber kan også stimulere produktionen af fytoplankton

og ilt ved at øge mængden af næringsstoffer i den fotiske del af vandsøjlen [74,93–95]

og kan muligvis fremme algeopblomstringer ved at hvirvle hvilestadier af fytoplankton

op i vandsøjlen på samme måde som vindhændelser [96]. Disse to påvirkningsmekanis-

mer er altså modsatrettede i forhold til fytoplankton og støtteparametrene iltforhold og

lysforhold (sigtdybde). Den resulterende effekt afhænger af en række andre faktorer

som fx årstid, salinitet, vanddybde og substratforhold.

Fiskeriets reduktion (ved fangst) af planktivore fisk i vandsøjlen kan nedsætte prædati-

onstrykket på zooplankton, så zooplankton-mængden øges, og fytoplankton-mængden

(klorofyl a) reduceres, men den modsatte effekt (reduceret zooplankton-mængde og

øget fytoplankton-mængde) er også observeret gennem fangst af prædatorer på plankti-

vore fisk som fx torsk [97–102]. Bentiske filtratorer har en nøglerolle for økosystem-

funktionen i det marine miljø og fiskeriet af muslinger har potentiale til at reducere den

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

samlede filtrationskapacitet i kystnære vandområder og derved påvirke mængden af fy-

toplankton [103–105].

5.3 Påvirkningsmekanismens afhængighed af andre faktorer

Sediment- og habitattype (fx mudderbund, sandbund, hård bund eller biogene rev) i det

påvirkede område har vist sig at have betydning for effekten af trawlpåvirkning

[42,106,107], hvilket bl.a. kan forklares med forskelle i kornstørrelse, organisk indhold

og graden af naturlig forstyrrelse og dermed de tilknyttede organismers karakteristika

og følsomhed overfor fysiske påvirkning. Et studie i Nordsøen [108] demonstrerede et

signifikant negativt forhold mellem trawlintensitet og artstæthed i relativt artsrige, dybe

områder med fint sediment, men ingen effekt i lavvandede områder med grovere sedi-

ment.

Årstiden kan også have betydning for fiskeripåvirkningen af bundfauna, da mange arter

har planktoniske faser i deres tidlige stadier og først sætter sig på bunden senere, så på-

virkningen afhænger af bundfaunaens udviklingsfase [57].

Graden af naturlig forstyrrelse på habitattypen spiller ind på følsomheden overfor fiske-

ripåvirkning og et forsøg [109] peger på, at stormbegivenheder kan have større påvirk-

ning af bunddyrssamfundene end fiskeripåvirkninger afhængigt af sedimenttype. Et an-

det studie har vist lignende resultater [110]. Når det gælder resuspensionseffekter forår-

saget af fiskeri med bundslæbende redskaber afhænger påvirkningsmekanismen af

strøm og vind, der er afgørende for transportafstand, udfældningstid og arealpåvirkning.

Endelig spiller også årstiden en rolle for effekten af både den fysiske påvirkning og re-

suspensionen på ålegræs. Blomsterplanter har nemlig højere metabolisme og er derfor

mere følsomme overfor påvirkningerne ved høje temperaturer (om sommeren) [73].

Formentlig gør noget lignende sig gældende for makroalger, det har dog ikke kunnet af-

klares i den fremskaffede litteratur. Effekten af resuspenderede næringsstoffer til den fo-

tiske del af vandsøjlen afhænger også i høj grad af årstiden. I forårsperioden, hvor fy-

toplankton ofte er næringsstofbegrænset, vil tilførsel af fosfor og kvælstof give en øget

fotosyntese og mængde af fytoplankton. Resuspension af næringsstoffer kan have min-

dre betydning senere på året, hvor fytoplankton ikke er næringsstofbegrænset i samme

grad.

5.4 Påvirkningens relative betydning

Gennemgangen af litteraturen viser, at fiskeri potentielt kan påvirke alle kvalitetsele-

menter og støtteparametre i VRD-områderne både gennem direkte fysisk påvirkning af

organismerne, ved indirekte effekter på havbunden som habitat, ved resuspension af se-

diment og indirekte via kaskadeeffekter, der påvirker en lang række artsinteraktioner,

især omhandlende fødekæder, konkurrence og økosystemfunktioner. Sammenholdes

disse markante potentielle effekter med den relativt store udbredelse af fiskeriet i VRD-

områderne (se nedenfor) - og det forhold at fiskefartøjer med bundslæbende redskaber i

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

VRD områderne kan påvirke op til 1 km

havbund i timen [2] - er den relative påvirk-

ning af kvalitetselementerne fra fiskeri i vandområderne potentielt stor. Som omtalt un-

der den generelle beskrivelse af fiskeri, er det nødvendigt at inkludere intensiteten og

udbredelsen af fiskeriet (om fiskeriet fx foregår i små områder med høj intensitet eller i

større områder med lav intensitet) i rumlige analyser af fiskeripåvirkninger. Disse

aspekter har ikke været mulige at inddrage i denne, primært litteraturbaserede vurdering

og derfor er det langtfra sikkert, at en egentlig data-baseret analyse på vandområdeni-

veau vil vise reelle effekter på vandområdeniveau.

5.5 Tilgængelige data

Fiskeristyrelsen ligger inde med data for fiskerindsatsen i vandområderne i form af

”Vessel Monitoring System” (VMS) data (dvs. position oplyst hver time) for alle dan-

ske fiskefartøjer ≥12 m siden 2012 og for alle fartøjer >15 m siden 2005. For fartøjer

<12 m (såvel som for større fartøjer) er det inden for seneste år blevet muligt at indhente

”Automatic Identification System” (AIS) data hos Søfartsstyrelsen tilbage til 2006. I

disse data er fartøjspositionerne registreret med meget høj frekvens, men AIS er dog

kun obligatorisk for fartøjer >15 m og dækningen er derfor ikke komplet for de mindre

fartøjer, men dog høj. I tillæg til de to ovennævnte datatyper er der hos Fiskeristyrelsen

også adgang til de såkaldte Black Box data, som er højfrekvente og højopløselige data-

registreringer af fiskeriaktiviteten for alle danske muslingefartøjer (både fartøjer over og

under 12 m). Tilsammen giver de tre datatyper mulighed for at analysere fiskerindsatsen

i vandområderne tilbage til 2005, men med varierende datatilgængelighed og opløsning

af positionerne afhængig af fartøjsstørrelse (tabel 5.1). Ved at hastigheds-filtrere og

koble positionsdata med logbogsdata for de enkelte fartøjer er det muligt at beregne are-

alpåvirkningen per redskabstype i tid og rum [3]. Der er ikke her taget stilling til, om

monitering af kvalitetselementerne rumligt matcher påvirkningszonerne for fiskeriet.

Tabel 5.1. Tilgængelige data for fiskeriindsatsen (positioner) i vandområderne

VMS-data

(positioner hver time)

Fartøjer >15 m

Fartøjer 12-15 m

Fartøjer <12 m

2005-2018

2012-2018

AIS data

(højfrekvente positioner)

2006-2018

2006-2018*

Black Box data

for muslingeskrabere

(højfrekvente positioner)

2012-2018

AIS er ikke lovpligtigt for disse fartøjslængder og dækningen derfor ikke 100%

Der er ikke kvantitative data for det rekreative fiskeri og dette fiskeri kan således ikke

indgå i en analyse af effekter på kvalitetselementer og støtteparametre. Dette fiskeri fore-

går dog med relativt skånsomme redskaber med lille direkte påvirkning af bunden og af

kvantitativt begrænset omfang.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Figur 5.1. Vandområder hvor der er data for erhvervsfiskeri med direkte fysisk påvirkning af bunden. Hvid: Ingen data om presfak-

toren; Gul: Data for området men presfaktoren ikke tilstede; Lysegrøn: Presfaktoren tilstede men med for få data til analyse og;

Mørkegrøn: Presfaktoren væsentligt tilstede og med potentielt væsentligt tilstrækkeligt med data til at indgå i en analyse, evt. på

tværs af vandområder.

5.6 Konklusion

Under litteraturgennemgangen er der fundet dokumenterede påvirkningsmekanismer for

alle kvalitetselementer. De potentielle effekter på kvalitetselementerne og støttepara-

metrene i VRD-områderne er opsummeret i tabel 5.2. For fytoplankton vurderes der i de

danske vandområder, at være potentielle effekter, men de dokumenterede effekter er

ikke entydige og desuden i flere tilfælde modsatrettede. Derfor vurderes der at være dår-

lige forudsætninger for en egentlig analyse af presfaktoren i forhold til dette kvalitets-

element og støtteparametrene iltforhold og sigtdybde. For blomsterplanter (ålegræs),

makroalger og bundfauna vurderes der at være en potentiel væsentlig effekt og mulig-

hed for en nærmere analyse i mere end 10 vandområder. Der er derfor baggrund for en

udvidet analyse af det samlede påvirkede areal, så der kan foretages en endelig vurde-

ring af væsentligheden af de identificerede påvirkningsmekanismer på de marine kvali-

tetselementer og støtteparametre i danske kystvandsområder.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Tabel 5.2. Fiskeris egnethed til at indgå i analyser vedr. 3. generations vandplaner. Egnethed er angivet for hvert kvalitetselement og

samlet ved brug af følgende skala 1-5: 1) Påvirkningsmekanisme kan ikke dokumenteres; 2) Påvirkningsmekanisme dokumenteret,

men ingen potentiel væsentlig effekt i danske farvande på vandområdeniveau; 3) Potentiel væsentlig effekt, men ikke datagrundlag

for egentlige analyser; 4) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i få vandområder; 5) Potentiel væsentlig

effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i de fleste/mange vandområder.

Presfaktor

Fiskeri

Fytoplankton

Kvalitetselementer

Ålegræs

Makroalger

Bundfauna

Støtteparametre

Iltforhold

Sigtdybde

5.7 Referencer

Gislason H, Dalskov J, Dinesen GE, Egekvist J, Eigaard O, Sørensen TK, et al. Miljøskånsomhed og

økologisk bæredygtighed i dansk fiskeri. DTU Aqua Rep. 2014;279.

Eigaard OR, Bastardie F, Breen M, Dinesen GE, Hintzen NT, Laffargue P, et al. Estimating seabed pressure

from demersal trawls, seines, and dredges based on gear design and dimensions. ICES J Mar Sci.

2016;73(March):1386–403.

Eigaard OR, Bastardie F, Hintzen NT, Buhl-Mortensen L, Buhl-Mortensen P, Catarino R, et al. The

footprint of bottom trawling in European waters: Distribution, intensity, and seabed integrity. ICES J Mar

Sci. 2017;74(3):847–65.

Suuronen P, Chopin F, Glass C, Løkkeborg S, Matsushita Y, Queirolo D, et al. Low impact and fuel efficient

fishing-Looking beyond the horizon. Fish Res [Internet]. 2012;119–120:135–46.

Hiddink JG, Jennings S, Sciberras M, Szostek CL, Hughes KM, Ellis N, et al. Global analysis of depletion

and recovery of seabed biota after bottom trawling disturbance. Proc Natl Acad Sci . 2017;114(31):8301–6.

Sciberras M, Hiddink JG, Jennings S, Szostek CL, Hughes KM, Kneafsey B, et al. Response of benthic

fauna to experimental bottom fishing: A global meta-analysis. Fish Fish. 2018;19(4):698–715.

Bergman MJN, Hup M. Direct effects of a beamtrawling on macrofauna in a sandy sediment in the southern

North Sea. ICES J Mar Sci. 1992;49(1):1–11.

Kaiser MJ, Spencer BE. The Effects of Beam-Trawl Disturbance on Infaunal Communities in Different

Habitats. J Anim Ecol . 1996;65(3):348.

Collie JS, Hall SJ, Kaiser MJ, Poiner IR. A Quantitative Analysis of Fishing Impacts on Shelf-Sea Benthos.

J Anim Ecol. 2000;69(5):785–98.

Veale LO, Hill AS, Hawkins SJ, Brand AR. Effects of long-term physical disturbance by commercial scallop

fishing on subtidal epifaunal assemblages and habitats. Mar Biol. 2000;137(2):325–37.

Bergman MJN, Van Santbrink JW. Mortality in megafaunal benthic populations caused by trawl fisheries on

the Dutch continental shelf in the North Sea in 1994. ICES J Mar Sci. 2000;57(5):1321–31.

Frid CLJ, Harwood KG, Hall SJ, Hall JA. Long-term changes in the benthic communities on North Sea

fishing grounds. ICES J Mar Sci. 2000;57(5):1303–9.

Callaway R, Alsvåg J, De Boois I, Cotter J, Ford A, Hinz H, et al. Diversity and community structure of

epibenthic invertebrates and fish in the North Sea. ICES J Mar Sci. 2002;59(6):1199–214.

Nilsson HC, Rosenberg R. Effects on marine sedimentary habitats of experimental trawling analysed by

sediment profile imagery. J Exp Mar Bio Ecol. 2003;285–286:465–77.

Rosenberg R, Nilsson HC, Grémare A, Amouroux JM. Effects of demersal trawling on marine sedimentary

habitats analysed by sediment profile imagery. J Exp Mar Bio Ecol. 2003;285–286:465–77.

Hiddink JG, Jennings S, Kaiser MJ, Queirós AM, Duplisea DE, Piet GJ. Cumulative impacts of seabed trawl

disturbance on benthic biomass, production, and species richness in different habitats. Can J Fish Aquat Sci .

2006;63(4):721–36.

Kaiser MJ, Clarke KR, Hinz H, Austen MCV, Somerfield PJ, Karakassis I. Global analysis of response and

recovery of benthic biota to fishing. Mar Ecol Prog Ser. 2006;311:1–14.

Hily C, Le Loc’h F, Grall J, Glémarec M. Soft bottom macrobenthic communities of North Biscay revisited:

Long-term evolution under fisheries-climate forcing. Estuar Coast Shelf Sci. 2008;78(2):413–25.

Frid CLJ, Garwood PR, Robinson LA. The North Sea benthic system: A 36 year time-series. J Mar Biol

Assoc United Kingdom. 2009;89(1):1–10.

Reiss H, Greenstreet SPR, Sieben K, Ehrich S, Piet GJ, Quirijns F, et al. Effects of fishing disturbance on

benthic communities and secondary production within an intensively fished area. Mar Ecol Prog Ser.

2009;394:201–13.

Bergman MJN, Ubels SM, Duineveld GCA, Meesters EWG. Effects of a 5-year trawling ban on the local

benthic community in a wind farm in the Dutch coastal zone. ICES J Mar Sci. 2015;69(June):1701–9.

Pommer CD, Olesen M, Jhansen ØLS. Impact and distribution of bottom trawl fishing on mud-bottom

communities in the Kattegat. Mar Ecol Prog Ser. 2016;548:47–60.

10.

11.

12.

13.

14.

15.

16.

17.

18.

19.

20.

21.

22.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

23.

24.

25.

26.

27.

28.

29.

30.

31.

32.

33.

34.

35.

36.

37.

38.

39.

40.

41.

42.

43.

44.

45.

46.

47.

48.

49.

50.

51.

Noack T, Madsen N, Mieske B, Frandsen RP, Wieland K, Krag LA. Estimating escapement of fish and

invertebrates in a Danish anchor seine. ICES J Mar Sci. 2017;74(9):2480–8.

Sköld M, Göransson P, Jonsson P, Bastardie F, Blomqvist M, Agrenius S, et al. Effects of chronic bottom

trawling on soft-seafloor macrofauna in the Kattegat. Mar Ecol Prog Ser. 2018;586:41–55.

Tuck ID, Hall SJ, Robertson MR, Armstrong E, Basford DJ. Effects of physical trawling disturbance in a

previously unfished sheltered Scottish sea loch. Mar Ecol Prog Ser. 1998;162:227–42.

Jennings S, Dinmore TA, Duplisea DE, Warr KJ, Lancaster JE. Trawling Disturbance Can Modify Benthic

Production Processes. J Anim Ecol. 2001;70(3):459–75.

Duplisea DE, Jennings S, Warr KJ, Dinmore TA. A size-based model of the impacts of bottom trawling on

benthic community structure. Can J Fish Aquat Sci . 2002;60(10):1306.

Jennings S, Nicholson MD, Dinmore TA, Lancaster JE. Effects of chronic trawling disturbance on the

production of infaunal communities. Mar Ecol Prog Ser. 2002;243:251–60.

Schratzberger M, Dinmore TA, Jennings S. Impacts of trawling on the diversity, biomass and structure of

meiofauna assemblages. Mar Biol. 2002;140(1):83–93.

Schratzberger M, Jennings S. Impacts of chronic trawling disturbance on meiofaunal communities. Mar

Biol. 2002;141(5):991–1000.

Callaway R, Engelhard GH, Dann J, Cotter J, Rumohr H. A century of North Sea epibenthos and trawling:

Comparison between 1902-1912, 1982-1985 and 2000. Mar Ecol Prog Ser. 2007;346:27–43.

Hinz H, Hiddink JG, Forde J, Kaiser MJ. Large-scale responses of nematode communities to chronic otter-

trawl disturbance. Can J Fish Aquat Sci 2008;65(4):723–32.

Vorberg R. Effects of shrimp fisheries on reefs of Sabellaria spinulosa (Polychaeta). ICES J Mar Sci.

2000;57(5):1416–20.

Lindegarth M, Valentinsson D, Hansson M, Ulmestrand M. Effects of trawling disturbances on temporal and

spatial structure of benthic soft-sediment assemblages in Gullmarsfjorden, Sweden. ICES J Mar Sci.

2000;57(5):1369–76.

Groenewold S, Fonds M. Effects on benthic scavengers of discards and damaged benthos produced by the

beam-trawl fishery in the southern North Sea. ICES J Mar Sci. 2000;57(5):1395–406.

Scheffer M, Carpenter S, de Young B. Cascading effects of overfishing marine systems Marten. Trends Ecol

Evol. 2005;20(11):577–9.

Hiddink JG, Rijnsdorp AD, Piet G. Can bottom trawling disturbance increase food production for a

commercial fish species? Can J Fish Aquat Sci 2008;65(7):1393–401.

Tremblay-Boyer L, Gascuel D, Watson R, Christensen V, Pauly D. Modelling the effects of fishing on the

biomass of the world’s oceans from 1950 to 2006. Mar Ecol Prog Ser. 2011;442:169–85.

van Denderen DP, Van Kooten T, Rijnsdorp AD. When does fishing lead to more fish? Community

consequences of bottom trawl fisheries in demersal food webs. Proc R Soc B Biol Sci . 2013;280(art. no.

20132531):1–8.

Dulvy NK, Mitchell RE, Watson D, Sweeting CJ, Polunin NVC. Scale-dependant control of motile epifaunal

community structure along a coral reef fishing gradient. J Exp Mar Bio Ecol. 2002;278(1):1–29.

de Juan S, Thrush SF, Demestre M. Functional changes as indicators of trawling disturbance on a benthic

community located in a fishing ground (NW Mediterranean Sea). Mar Ecol Prog Ser. 2007;334:117–29.

Hiddink JG, Moranta J, Balestrini S, Sciberras M, Cendrier M, Bowyer R, et al. Bottom trawling affects fish

condition through changes in the ratio of prey availability to density of competitors. J Appl Ecol.

2016;53(5):1500–10.

Hinz H, Moranta J, Balestrini S, Sciberras M, Pantin JR, Monnington J, et al. Stable isotopes reveal the

effect of trawl fisheries on the diet of commercially exploited species. Sci Rep. 2017;7(1):1–12.

Hall SJ. Physical Disturbance and Marine Benthic Communities: Life in Unconsolidated Sediments.

Oceanogr Mar Biol. 1994;32:179–239.

Collie J, Escanero G, Valentine P. Effects of bottom fishing on the bethic megafauna of Georges Bank. Mar

Ecol Prog Ser. 1997;155:159–72.

Jennings S, Kaiser MJ. The Effects of Fishing on Marine Ecosystems. Adv Mar Biol . 1998;34(1798):201–

352. 6/1/e7ec96c47907b29a3df0e8ed8dc96043

Ramsay K, Kaiser MJ, Hughes RN. Responses of benthic scavengers to fishing disturbance by towed gears

in different habitats. J Exp Mar Bio Ecol. 1998;224(1):73–89.

Jennings S, Pinnegar J, Polunin N, Warr K. Impacts of trawling disturbance on the trophic structure of

benthic invertebrate communities. Mar Ecol Prog Ser. 2001;213:127–42.

Tillin HM, Hiddink JG, Jennings S, Kaiser MJ. Chronic bottom trawling alters the functional composition of

benthic invertebrate communities on a sea-basin scale. Mar Ecol Prog Ser. 2006;318:31–45.

Borja A, Franco J, Pérez V. A marine Biotic Index to establish the ecological quality of soft-bottom benthos

within European estuarine and coastal environments. Mar Pollut Bull. 2000;40(12):1100–14.

Borja A, Barbone E, Basset A, Borgersen G, Brkljacic M, Elliott M, et al. Response of single benthic metrics

and multi-metric methods to anthropogenic pressure gradients, in five distinct European coastal and

transitional ecosystems. Mar Pollut Bull . 2011;62(3):499–513.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

52.

53.

54.

55.

56.

57.

58.

59.

60.

61.

62.

63.

64.

65.

66.

67.

68.

69.

70.

71.

72.

73.

74.

75.

76.

77.

Borja Á, Marín SL, Muxika I, Pino L, Rodríguez JG. Is there a possibility of ranking benthic quality

assessment indices to select the most responsive to different human pressures? Mar Pollut Bull. 2015;97(1–

2):85–94.

Hering D, Borja A, Carstensen J, Carvalho L, Elliott M, Feld CK, et al. The European Water Framework

Directive at the age of 10: A critical review of the achievements with recommendations for the future. Sci

Total Environ . 2010;408(19):4007–19.

Josefson AB, Blomqvist M, Hansen JLS, Rosenberg R, Rygg B. Assessment of marine benthic quality

change in gradients of disturbance: Comparison of different Scandinavian multi-metric indices. Mar Pollut

Bull . 2009;58(9):1263–77.

Leonardsson K, Blomqvist M, Rosenberg R. Theoretical and practical aspects on benthic quality assessment

according to the EU-Water Framework Directive - Examples from Swedish waters. Mar Pollut Bull .

2009;58(9):1286–96.

Hansen JLS, Blomqvist M. Effekt af bundtrawling på bundfauna-samfund i Kattegat. Vidensk Rapp fra

DCE. 2018;256.

Gislason H, Bastardie F, Dinesen GE, Egekvist J, Eigaard OR. Lost in translation? Multi-metric

macrobenthos indicators and bottom trawling. Ecol Indic. 2017;82(July):260–70.

Ordines F, Ramón M, Rivera J, Rodríguez-Prieto C, Farriols MT, Guijarro B, et al. Why long term trawled

red algae beds off Balearic Islands (western Mediterranean) still persist? Reg Stud Mar Sci. 2017;15:39–49.

Bordehore C, Ramos-Esplá AA, Riosmena-Rodríguez R. Comparative study of two maerl beds with

different otter trawling history, southeast Iberian Peninsula. Aquat Conserv Mar Freshw Ecosyst.

2003;13(SUPPL. 1):43–54.

Stewart BD, Howarth LM. Quantifying and Managing the Ecosystem Effects of Scallop Dredge Fisheries ].

Vol. 40, Developments in Aquaculture and Fisheries Science. Elsevier B.V.; 2016. 585-609 p.

Airoldi L, Beck MW. Loss, Status and Trends for Coastal Marine Habitats of Europe. Oceanogr Mar Biol .

2007;45:345–405.

Kamenos NA, Moore PG, Hall-Spencer JM. Attachment of the juvenile queen scallop (Aequipecten

opercularis (L.)) to maerl in mesocosm conditions; juvenile habitat selection. J Exp Mar Bio Ecol.

2004;306(2):139–55.

Hall-Spencer JM, Moore PG. Scallop dredging has profound, long-term impacts on maerl habitats. ICES J

Mar Sci. 2000;57(5):1407–15.

Hall-Spencer JM. Conservation issues relating to maerl beds as habitats for molluscs. J Conchol.

1998;36((SPEC. ISS. 2)):271–86.

Steller DL, Riosmena-Rodríguez R, Foster MS, Roberts CA. Rhodolith bed diversity in the Gulf of

California: The importance of rhodolith structure and consequences of disturbance. Aquat Conserv Mar

Freshw Ecosyst. 2003;13(SUPPL. 1):5–20.

Gonzáles-Correa JM, Bayle JT, Sánches-Lizaso JL, Valle C, Sánchez-Jerez P, Ruiz JM. Recovery of deep

Posidonia oceanica meadows degraded by trawling. J Exp Mar Bio Ecol. 2005;320:65–76.

Steneck RS, Vavrinec J, Leland A V. Accelerating trophic-level dysfunction in kelp forest ecosystems of the

western north Atlantic. Ecosystems. 2004;7(4):323–32.

Steneck RS, Leland A, Mcnaught DC, Vavrinec J. Ecosystem Flips, Locks and Feedbacks: The Lasting

Effects of Fisheries on Maine’s Kelp Forest Ecosystem. 2013;89(1):31–55.

Steneck RS, Graham MH, Bourque BJ, Corbett D, Erlandson JM, Estes JA, et al. Kelp forest ecosystems:

Biodiversity, stability, resilience and future. Environ Conserv. 2002;29(4):436–59.

Neckles HA, Short FT, Barker S, Kopp BS. Disturbance of eelgrass Zostera marina by commercial mussel

Mytilus edulis harvesting in Maine: Dragging impacts and habitat recovery. Mar Ecol Prog Ser.

2005;285:57–73.

Fonseca MS, Thayer GW, Alexander CJ, Foltz C. Impact of Scallop Harvesting on Eelgrass (Zostera

marina) Meadows: Implications for Management. North Am J Fish Manag. 1984;4111(4):286–29.

Bishop MJ, Peterson CH, Summerson HC, Gaskill D. Effects of harvesting methods on sustainability of a

bay scallop fishery: Dredging uproots seagrass and displaces recruits. Fish Bull. 2005;103(4):712–9.

Brodersen KE, Hammer KJ, Schrameyer V, Floytrup A, Rasheed MA, Ralph PJ, et al. Sediment

Resuspension and Deposition on Seagrass Leaves Impedes Internal Plant Aeration and Promotes Phytotoxic

H2S Intrusion. Front Plant Sci . 2017;8(2017).

Martín J, Puig P, Palanques A, Giamportone A. Commercial bottom trawling as a driver of sediment

dynamics and deep seascape evolution in the Anthropocene. Anthropocene. 2014;7(2014):1–15.

Boudouresque CF, Bernard G, Pergent G, Shili A, Verlaque M. Regression of Mediterranean seagrasses

caused by natural processes and anthropogenic disturbances and stress: A critical review. Bot Mar.

2009;52(5):395–418.

Kiparissis S, Fakiris E, Papatheodorou G, Geraga M, Kornaros M, Kapareliotis A, et al. Illegal trawling and

induced invasive algal spread as collaborative factors in a Posidonia oceanica meadow degradation. Biol

Invasions. 2011;13(3):669–78.

Short FT, Wyllie-Echeverria S. Natural and human-induced disturbance of seagrasses. Environ Conserv .

1996;23(01):17.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

78.

79.

80.

81.

82.

83.

84.

85.

86.

87.

88.

89.

90.

91.

92.

93.

94.

95.

96.

97.

98.

99.

100.

101.

102.

103.

104.

Strydom S, McMahon K, Kendrick G, Statton J, Lavery P. Seagrass Halophila ovalis is affected by light

quality across different life history stages. Mar Ecol Prog Ser . 2017;572:103–16.

Heck JR KL, Valentine JF. The primacy of top-down effects in shallow benthic ecosystems. Estuaries and

Coasts. 2007;30(3):371–81.

Baden S, Emanuelsson A, Pihl L, Svensson CJ, Åberg P. Shift in seagrass food web structure over decades is

linked to overfishing. Mar Ecol Prog Ser. 2012;451:61–73.

Maxwell PS, Eklöf JS, van Katwijk MM, O’Brien KR, de la Torre-Castro M, Boström C, et al. The

fundamental role of ecological feedback mechanisms for the adaptive management of seagrass

ecosystems – a review. Biol Rev. 2017;92(3):1521–38.

Pilskaln CH, Churchill JH, Mayer LM. Resuspension of Sediment by Bottom Trawling in the Gulf of Maine

and Potential Geochemical Consequences. Conserv Biol. 1998;12(6):1223–9.

Durrieu De Madron X, Ferré B, Le Corre G, Grenz C, Conan P, Pujo-Pay M, et al. Trawling-induced

resuspension and dispersal of muddy sediments and dissolved elements in the Gulf of Lion (NW

Mediterranean). Cont Shelf Res. 2005;25(19–20):2387–409.

O’Neill FG, Summerbell K. The mobilisation of sediment by demersal otter trawls. Mar Pollut Bull .

2011;62(5):1088–97.

Dellapenna TM, Allison MA, Gill GA, Lehman RD, Warnken KW. The impact of shrimp trawling and

associated sediment resuspension in mud dominated, shallow estuaries. Estuar Coast Shelf Sci. 2006;69(3–

4):519–30.

Linders T, Nilsson P, Wikström A, Sköld M. Distribution and fate of trawling-induced suspension of

sediments in a marine protected area. ICES J Mar Sci. 2018;75(2):785–95.

Ribó M, Puig P, van Haren H. Hydrodynamics over the Gulf of Valencia continental slope and their role in

sediment transport. Deep Res Part I Oceanogr Res Pap . 2015;95:54–66.

Wilson AM, Kiriakoulakis K, Raine R, Gerritsen HD, Blackbird S, Allcock AL, et al. Anthropogenic

influence on sediment transport in the Whittard Canyon, NE Atlantic. Mar Pollut Bull . 2015;101(1):320–9.

Available from: http://dx.doi.org/10.1016/j marpolbul.2015.10.067

Palanques A, Puig P, Guillén J, Demestre M, Martín J. Effects of bottom trawling on the Ebro continental

shelf sedimentary system (NW Mediterranean). Cont Shelf Res . 2014;72:83–98.

Holmer M, Ahrensberg N, Jörgensen NP. Impacts of mussel dredging on sediment phosphorus dynamics in

a eutrophic Danish Fjord. Chem Ecol. 2003;19(5):343–61.

Almroth-Rosell E, Tengberg A, Andersson S, Apler A, Hall POJ. Effects of simulated natural and massive

resuspension on benthic oxygen, nutrient and dissolved inorganic carbon fluxes in Loch Creran, Scotland. J

Sea Res . 2012;72:38–48.

Painting SJ, van der Molen J, Parker ER, Coughlan C, Birchenough S, Bolam S, et al. Development of

indicators of ecosystem functioning in a temperate shelf sea: A combined fieldwork and modelling approach.

Biogeochemistry. 2013;113(1–3):237–57.

Polymenakou PN, Pusceddu A, Tselepides A, Polychronaki T, Giannakourou A, Fiordelmondo C, et al.

Benthic microbial abundance and activities in an intensively trawled ecosystem (Thermaikos Gulf, Aegean

Sea). Cont Shelf Res. 2005;25(19–20):2570–84.

Dounas C, Davies I, Triantafyllou G, Koulouri P, Petihakis G, Arvanitidis C, et al. Large-scale impacts of

bottom trawling on shelf primary productivity. Cont Shelf Res. 2007;27(17):2198–210.

Wu Y, Liu Z, Hu J, Zhu Z, Liu S, Zhang J. Seasonal dynamics of particulate organic matter in the

Changjiang Estuary and adjacent coastal waters illustrated by amino acid enantiomers. J Mar Syst .

2016;154:57–65.

Hansen JLS, Josefson AB. Pools of chlorophyll and live planktonic diatoms in aphotic marine sediments.

Mar Biol. 2001;139(2):289–99.

Frank KT, Petrie B, Choi JS, Leggett WC. Trophic Cascades in a Formerly Cod-Dominated Ecosystem.

Science (80- ) . 2005;308(5728):1621–3.

Casini M, Lövgren J, Hjelm J, Cardinale M, Molinero JC, Kornilovs G. Multi-level trophic cascades in a

heavily exploited open marine ecosystem. Proc R Soc B Biol Sci. 2008;275(1644):1793–801.

Möllmann C, Müller-Karulis B, Kornilovs G, St John MA. Effects of climate and overfishing on

zooplankton dynamics and ecosystem structure: Regime shifts, trophic cascade, and feedback loops in a

simple ecosystem. ICES J Mar Sci. 2008;65(3):302–10.

Sánchez F, Olaso I. Effects of fisheries on the Cantabrian Sea shelf ecosystem. Ecol Modell. 2004;172(2–

4):151–74.

Hattab T, Ben Rais Lasram F, Albouy C, Romdhane MS, Jarboui O, Halouani G, et al. An ecosystem model

of an exploited southern Mediterranean shelf region (Gulf of Gabes, Tunisia) and a comparison with other

Mediterranean ecosystem model properties. J Mar Syst . 2013;128:159–74.

Torres MÁ, Coll M, Heymans JJ, Christensen V, Sobrino I. Food-web structure of and fishing impacts on

the Gulf of Cadiz ecosystem (South-western Spain). Ecol Modell. 2013;265:26–44.

Dolmer P, Frandsen RP. Evaluation of the Danish mussel fishery: Suggestions for an ecosystem

management approach. Helgol Mar Res. 2002;56(1):13–20.

Allen JI, Clarke KR. Effects of demersal trawling on ecosystem functioning in the North Sea: A modelling

study. Mar Ecol Prog Ser. 2007;336:63–75.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

105.

106.

107.

108.

109.

110.

Carstensen J, Krause-Jensen D, Markager S, Timmermann K, Windolf J. Water clarity and eelgrass

responses to nitrogen reductions in the eutrophic Skive Fjord, Denmark. Hydrobiologia. 2013;704(1):293–

309.

Sciberras M, Parker R, Powell C, Robertson C, Kröger S, Bolam S, et al. Impacts of bottom fishing on the

sediment infaunal community and biogeochemistry of cohesive and non-cohesive sediments. Limnol

Oceanogr. 2016;61(6):2076–89.

Sciberras M, Tait K, Brochain G, Hiddink JG, Hale R, Godbold JA, et al. Mediation of nitrogen by post-

disturbance shelf communities experiencing organic matter enrichment. Biogeochemistry. 2017;135(1–

2):135–53.

van Denderen PD, Hintzen NT, Rijnsdorp AD, Ruardij P, van Kooten T. Habitat-Specific Effects of Fishing

Disturbance on Benthic Species Richness in Marine Soft Sediments. Ecosystems. 2014;17(7):1216–26.

McConnaghey RA, Syrjala SE. Short-term effects of bottom trawling and a storm event on soft-bottom

benthos in the eastern Bering Sea. ICES J Mar Sci. 2014;69(June):1701–9.

Diesing M, Stephens D, Aldridge J. A proposed method for assessing the extent of the seabed significantly

affected by demersal fishing in the Greater North Sea. ICES J Mar Sci. 2013;71(February):1619–28.

Foto: Dansk Skaldyrcenter.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

6. Skibstrafik

Skibstrafikken er tæt i de danske farvande. Navnlig i bælterne og Øresund og langs hele

T-ruten er der tæt trafik som indgang til hele Østersøregionen. Det gælder både kom-

merciel skibstrafik relateret til transport af gods og passagerer og til anden skibstrafik

som fiskeri, lystsejlads mm. Dette review fokuserer på effekter af skibstrafik med både

>300 BRT.

6.1 Teoretiske påvirkningsmekanismer

Skibstrafik kan potentielt påvirke kvalitetselementerne fytoplankton, makroalger, åle-

græs og bunddyr, samt støtteparametrene iltkoncentration og sigtdybde via en række

forskellige påvirkningsmekanismer. Ved selve sejladsen kan der forekomme kortvarig

bølgedannelse, der overstiger baggrundsniveauet for overfladebølger og bølgebrydning

og dermed øger erosion af kysten, fører til afbrækkede planter, forstyrrer bunddyr og re-

ducerer vandets klarhed som følge af resuspension [10]. Tilsvarende kan hvirveldannel-

ser forårsaget af vandfortrængning, skruerotation eller turbiner på hurtigfærger skabe

samme typer effekter på bundplanter og bundfauna samt medføre resuspension af bund-

materiale, der kan nedsætte vandets klarhed. Resuspensionen kan endvidere lede til fri-

givelse af næringsstoffer akkumuleret i sedimentet. Yderligere vil forankring også di-

rekte påvirke bunden på samme måde, som de andre fysiske forstyrrelser, dog med mere

direkte fysisk skade på bentiske organismer lokalt.

De indirekte effekter af skibstrafik fokuserer på de forbindelser som emitteres i forbin-

delse med trafikken. Fra motoren vil der komme emission af NO

, CO

, svovl og sod-

partikler som vil lede til øget næringssaltbelastning (NO

), forsuring (svovl, CO

) og øget bakteriel produktion (sod), som kan påvirke alle kvalitetselementerne.

Forbrændingsgasser indeholder desuden betydelige mængder tungmetaller. Der depone-

res årligt 300 tons via luften i de indre danske farvande [2]; den andel af dette, der kan

tilbageføres til skibstrafik er imidlertid ikke præcist bestemt. Dertil kommer udslip af

miljøfarlige stoffer ved fx olie- og kemikaliespild eller i forbindelse med tankvaskning

samt frigivelse af antibegroningsmidler [6]. I forhold til antibegroningsmidler har især

tributyltin (TBT) været det aktive og mest problematiske stof. Således er fx kønsforstyr-

relser hos snegle i Skagerrak [19], ophobning i bløddyr i Øresund [18] og misdannelser

hos ålekvabbeyngel blevet relateret til TBT [20], ligesom der er observeret ændring i

artssammensætning og vækstdynamik af fytoplankton [15]. TBT er imidlertid blevet ud-

faset for en del år siden [5] og fokus er for nærværende på kobber i antibegroningsmid-

ler. Kobbers giftighed i vandmiljøet i forhold til fytoplankton er velkendt [13, 11]. Mil-

jøfarlige stoffer kan påvirke alle kvalitetselementer ved tilstrækkeligt høje koncentratio-

ner.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

6.2 Dokumenteret påvirkning

Undersøgelser, der dokumenterer skibstrafiks påvirkning af det kystnære marine økosy-

stem i danske farvande går hovedsageligt på effekterne fra tung godstransport og hurtig-

færger.

Bølger og hvirveldannelse:

Bølger fra skibe og specielt hurtigfærger udgør en betyde-

lig potentiel trussel mod kystnære økosystemer nær skibstrafikruter [16]. Påvirkningen

fra bølger er også påvist under realistiske laboratorieforhold for bunddyr [4], hvor sam-

menhængen mellem løsrivelse af bunddyr (bentiske invertebrater) fra havbunden og

bølgeintensitet, og sammenhængen mellem artsinteraktion af fisk og bunddyr med bøl-

geintensitet er påvist under kontrollerede eksperimentelle forhold. Resuspension som

følge af bølgepåvirkning fra skibstrafik reducerer derudover vandets klarhed direkte

(gennem bundpartiklers påvirkning af lysudbredelse i vandsøjlen) og indirekte (øget fy-

toplanktonvækst reducerer lysudbredelsen), medfører erosion af kyst og havbund og

flytning af sediment samt løsrivelse af bundplanter som følge af bølge- og hvirveldan-

nelse specielt på lavvandede områder [3,12]. Helt konkret blev bundpåvirkningen i en

afstand af 40-70 m fra Frederikshavn-Göteborg hurtigfærgeruten undersøgt ved hurtig-

færgens passage [1], som forårsagede omlejringer af mindre sten på 10 m vanddybde,

men ingen afrivning af stenenes vedhæftede undervandsplanter ved de 5 observerede

oversejlinger. Effekten var meget afhængig af fartøjets fart, og effekten var størst ved

nær-kritisk fart, dvs. hvor skib og bølger udbreder sig med samme hastighed. Effekter

på havbunden med vanddybder over 10 m i eller nær sejlruten skønnedes at være små.

En miljøvurdering i forbindelse med hurtigfærgedrift mellem Sjælland og Jylland anslår

ligeledes en ringe forventet effekt på nærliggende Natura 2000 områder [21].

Både rekreativ sejlads og færgetrafik kan forringe vækst, artssammensætning og udbre-

delse af bundplanter, selv på større dybder [3]. I denne undersøgelser indgik kun data

fra områder, hvor skibstrafik var den vigtigste antropogene påvirkning. Det er også på-

peget, at skibstrafik i Østersøen kan øge saliniteten i overfladevandet nær skibsruter,

som følge af skibsinitieret opblanding af vandmasserne [14], hvilket bl.a. kan påvirke

artssammensætningen af fytoplankton [15]. Skibstrafikken kan desuden forøge den ver-

tikale opblanding i vandsøjlen langs skibsruter, og dermed fremme tilførslen af nærings-

stoffer fra bundvand til overfladevand, hvilket stimulerer eutrofiering og opblomstring

af giftige alger [3], og desuden fremme algevækst dybere i vandsøjlen på grund af hø-

jere temperatur som følge af øget vertikal opblanding [12]. Den biologiske aktivitet

(bunddyr og bakterier) ved og i havbunden stiger ved øget sedimentation af organisk

materiale, og bevirker et forøget iltforbrug ved havbunden. Dette kan føre til lokalt peri-

odisk iltsvind, men dannelse af iltsvind vil ikke alene kunne udløses af næringsstoffer

og resuspenderet partikulært materiale ophvirvlet ved skibstrafik. Dertil er effekten for

lokal og begrænset ift. de omkringliggende vandmasser.

Atmosfærisk deposition af kvælstof, kuldioxid og svovl:

Skibstrafik påvirker havmil-

jøet ved den afledte atmosfærisk deposition af oxiderede kvælstofforbindelser (NO

Skibstrafik bidrager samlet med 6% af den atmosfæriske kvælstoftilførsel til havet i

Østersøregionen som helhed og er derfor en mindre kilde til eutrofiering [7], men dette

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

følger ikke samme sæsonmønster som afstrømning fra floder [17], og kan derfor perio-

devis bidrage med en højere andel. Den atmosfæriske deposition fra skibstrafik kan der-

for bidrage til eutrofieringen og dermed påvirke kvalitetselementerne og støtteparametre

negativt [22]. For at imødegå denne uønskede påvirkning blev Østersøen i 2016 udpeget

som NO

-udledningskontrolområde (NO

emission control area, NECA) i forbindelse

med tilsvarende tiltag for Nordsøen. Reguleringen vil træde i kraft for nye skibe fra

2021. Men som følge af, at bestemmelserne kun omfatter nye skibe, vil der være en

overgangsperiode på omtrent tyve år, før skibsflåden er fornyet og effekten af bestem-

melserne er slået helt igennem [5]. Deposition af svovl- og kuldioxid medfører en forsu-

ring af havmiljøet. Der foreligger dog ikke nogen konkret vurdering af forsuringseffek-

ten af skibstrafik i danske farvande, der kompliceres af, at der er en buffervirkning med

havets optag af luftens kuldioxid [8]

Spildevandsudledning:

Spildevandsudledning fra krydstogtskibe, færger og i mindre

grad godstransportskibe, fiskeri- og fritidsfartøjer er ofte angivet som en væsentlig kilde

til næringsstofbelastning af østersøregionen. Et studium har dog konkluderet, at spilde-

vand fra skibstrafik står for <1% for næringsstofbelastningen i Østersøregionen som

helhed [7].

Effekter af udslip af miljøfarlige stoffer ved olieudslip samt udsivning af miljøfarlige

stoffer i antibegroningsmidler er omfattet af afsnittet om miljøfarlige stoffer. En naturlig

del af skibstrafikken er havne og deres potentielle betydning for kvalitetselementerne.

Dette er behandlet i afsnittet om fysiske konstruktioner. Effekter af støj fra skibstrafik

falder udenfor rammen af litteraturundersøgelsen.

6.3 Påvirkningsmekanismers afhængighed af andre faktorer

Ovenstående påvirkningsmekanismer er i betydelig grad afhængige af sæsonmæssige

forhold samt den normale klimatiske variabilitet. Under kraftige vindforhold vil naturlig

bølgedannelse og den deraf affødte resuspension af sediment overskygge effekten af

bølger genereret af skibstrafik i langt de fleste områder. Om sommeren og det tidlige ef-

terår, hvor vandtemperaturen er højest, at det især i de kystnære områder der er risiko

for iltsvind og uønskede opblomstringer af alger og gopler, en problemstilling som kan

forstærkes af skibstrafik lokalt.

6.4 Relativ vigtighed af presfaktoren skibstrafik

På baggrund af reviewet af den eksisterende viden vurderes den relative vigtighed af

presfaktoren skibstrafik som mindre betydende på vandområdeniveau. Olieudslip er

sjældne i danske farvande sammenlignet med andre farvande [9], men hændelser som

større olieudslip har dog stor lokal indflydelse på kystnære økosystemer. Desuden kan

skibstrafik lokalt være af væsentlig betydning i mindre områder (fx sejlrender) eller på

lavt vand ved anløb til havne for hurtigfærgerne, men disse områder er for de fleste

vandområder små i forhold til de totale arealer af vandområderne på nær for Randers In-

derfjord, hvor sejlrenden udgør en betydelig del af vandområdet, eller Københavns

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

havn. Omvendt kan skibstrafik i sejlrender i smalle farvande som fx Langerak potentielt

have en potentiel væsentlig betydning i farvandet, men dette vil ikke slå igennem på

vandområdeniveau, fordi Langerak er en del af et meget større vandområde. Derfor vil

presfaktoren skibstrafik ikke være væsentlig på vandområdeniveau, selvom en del af på-

virkningsmekanismerne som påpeget ovenfor er ikke-lokale, dvs. virker udenfor selve

sejlrenderne.

6.5 Tilgængelige data

For baggrundsoplysninger om skibstrafik henvises bl.a. til HELCOM’s marine asses-

sment [5]. Data for skibstrafik findes i følgende databaser:

•

Sejladsdata (AIS - Automatic Identification System. Data indsamles og udbydes

af Søfartsstyrelsen) for alle fartøjer over 300 tons Sejladsdata dækker alle dan-

ske farvande med præcise skibspositioner og data er tilgængelige i realtid, såvel

som retrospektive sammenfatninger, der muliggør præcis lokal og tidslig kvanti-

ficering og kortlægning af skibstrafik efter 2005.

Havneoversigt (EMODnet, se http://www.emodnet.eu/human-activities)

•

Disse data vil være tilstrækkelige til at kunne lave en evt. analyse af effekt af skibstrafik

i vandområderne. Adgang til data og en forståelse for, hvor der er brugbare data for

skibstrafik i vandområderne vil kræve en betydelig indsats at fremskaffe. Det kan gøres,

hvis der skal foretages en uddybende analyse af skibstrafik som presfaktor, men det er

ikke indenfor dette reviews rammer at fremskaffe disse data, så det præcise omfang kan

kvantificeres. Fordi opgaven med at fremskaffe det præcise datagrundlag er meget om-

fattende, og udenfor mulighederne i denne analyse, er tilstedeværelse af presfaktoren

skibstrafik i vandområderne ikke medtaget på kortmateriale, som det er gjort for de an-

dre presfaktorer.

6.6 Konklusion

På baggrund af den eksisterende viden er der ikke grundlag for at udpege skibstrafik

som en væsentlig presfaktor for kvalitetselementerne (tabel 6.1). Skibstrafik bidrager

dog både til blandt andet eutrofiering, forsuring, udledning af antibegroningsmidler og

fysisk forstyrrelse. Desuden spiller skibstrafikken en væsentlig rolle i forhold til de in-

vasive arter, som er behandlet særskilt. Overordnet peger den etablerede viden dog i ret-

ning af, at skibstrafik i forbindelse med ovenstående påvirkningsmekanismer er mindre

betydende. Påvirkningsmekanismerne er komplekse og effekten af skibstrafik er ikke

markant på vandområdeniveau. Derfor er det vanskeligt entydigt at fastslå betydningen

af skibstrafik på det foreliggende grundlag. Mere tydelige konklusioner kræver derfor

nærmere undersøgelser af konkrete påvirkningsmekanismer i specifikke repræsentative

områder.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Tabel 6.1. Presfaktorens egnethed til at indgå i analyser vedr. 3. generations vandplaner. Egnethed er angivet for hvert kvalitetsele-

ment og samlet ved skalaen 1-5: 1) Påvirkningsmekanisme kan ikke dokumenteres; 2) Påvirkningsmekanisme dokumenteret, men

ingen potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau; 3) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau, men ikke datagrundlag

for egentlige analyser; 4) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i få (<10) vandområder; 5) Potentiel

væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i de mange vandområder.

Presfaktor

Skibstrafik

Fytoplankton

Kvalitetselementer

Ålegræs

Makroalger

Bundfauna

Støtteparametre

Iltforhold

Sigtdybde

6.7 Referencer

Dahl, K. & Kofoed-Hansen, H. 2003: Effekter på havbunden ved passage af højhastighedsfærger. Danmarks

Miljøundersøgelser. 36 s. – Faglig rapport fra DMU nr. 451.

Ellermann, T., Hertel, O., Hovmand, M.F., Kemp, K. & Skjøth, C.A. 2001. Atmosfærisk deposition 2000.

NOVA 2003. Danmarks Miljøundersøgelser. Faglig rapport fra DMU, nr. 374.

Eriksson, B.K., Sandström, A., Isaues, M., Schreiber, H., Karås, P., 2004. Effects of boating activities on

aquatic vegetation in the Stockholm archipelago, Baltic Sea. Estuar. Coast. Shelf Sci. 61, 339–34

Gabel, F., Garcia, X. Brauns, M., Sukhodolov, A., Leszinski, M. and Pusch, M. T. (2008), Resistance to

ship‐induced waves of benthic invertebrates in various littoral habitats. Freshwater Biology, 53: 1567-1578;

Gabel, F., Stoll, S., Fischer, P., Martin, Pusch, T., Garcia, X.-F. (2011). Oecologia 165(1), 101–109.

HELCOM Maritime Assessment 2018.

Honkanen, M., Häkkinen, J., & Posti, A. (2012). Tank Cleaning in the Baltic Sea-Assessment of the Ecotox-

icity of Tank Cleaning Effluents. A63. PUBLICATIONS FROM THE CENTRE FOR MARITIME STUD-

IES, UNIVERSITY OF TURKU

Huhta, H-K, Rytkönen, J. & Sassi, J. Estimated nutrient load from waste waters originating from ships in the

Baltic Sea area. Espoo 2007. VTT Tiedotteita – Research Notes 2370

Hunter, K.A. et al. 2011. Impacts of anthropogenic SOx, NOx and NH3 on acidification of coastal waters

and shipping lanes. Geophysical Research Letters 38, L13602.

Kachel, M. J. (2008). Particularly sensitive sea areas. Hamburg Studies on Maritime Affairs, 13, 376.

Korpinen, S., Meidinger, M., & Laamanen, M. (2013). Cumulative impacts on seabed habitats: An indicator

for assessments of good environmental status. Marine Pollution Bulletin, 74(1), 311-319.

Lagerström, M., Lindgren, J. F., Holmqvist, A., Dahlström, M., & Ytreberg, E. (2018). In situ release rates

of Cu and Zn from commercial antifouling paints at different salinities. Marine Pollution Bulletin, 127, 289-

296.

Lindholm, T., Svartström, M., Spoof, L., & Meriluoto, J. (2001). Effects of ship traffic on archipelago waters

off the Långnäs harbour in Åland, SW Finland. Hydrobiologia, 444(1-3), 217-225.

Madsen, T., Samsøe-Petersen, L., Gustavson, K. og Rasmussen, D. (1999). Økotoksikologisk vurdering af

begroningshindrende biocider og biocidfrie bundmalinger. VKI rapport til Miljøstyrelsen, mk.

1999.12.04/ALV.

Møller, J. S., & Hansen, I. S. (1994). Hydrographic processes and changes in the Baltic Sea.

Dana. Charlot-

tenlund, 10,

87-104.

Petersen, S. og Gustavson, K. (2000). Direct Toxic Effects of TBT on Natural Enclosed Phytoplankton at

Ambient TBT Concentrations of Coastal Waters. Ecotoxicology, 9, 273-285

Soomere, T. (2005). Fast ferry traffic as a qualitatively new forcing factor of environmental processes in non-

tidal sea areas: a case study in Tallinn Bay, Baltic Sea. Environmental Fluid Mechanics, 5(4), 293-323.

Stipa, T., Jalkanen, P., Hongisto, M., Kalli, J., & Brink, A. (2007). Emissions of NOx from Baltic shipping

and first estimates of their effects on air quality and eutrophication of the Baltic Sea. Interreg IIIa (ShipNO-

Dep) rapport, Helsinki, Finland ISBN: 978-951-53-3028-4

Strand, J., Jacobsen, J.A., Pedersen, B., Granmo, Å. (2003). Butyltin compounds in sediment and molluscs

from the shipping strait between Denmark and Sweden. Environmental Pollution, 124(1).

Strand, J. & Rasmussen, L.L. (2005). Kortlægning af miljøgiften TBT i Skagerrak. Forum Skagerrak II (4)

Stuer-Lauridsen, F., Gustavson, K., Møhlenberg, F., Dahllöf, I., Strand, J., Bjerregaard, P., Korsgaard, B.,

Rasmussen, T.H., Balling-Sørensen, H. (2008). Misdannet ålekvabbeyngel og andre biologiske effekter i

danske vandområder. Rapport (unum), Miljøministeriet.

Ulstrup et al (2012). Natura 2000 – Foreløbig vurdering Hurtigfærgen KatExpress1, HSC-ruterne Sjællands

Odde-Århus og Sjællands Odde-Ebeltoft Potentielle effekter på Natura 2000-områder. DHI rapport.

Ærtebjerg, G., Andersen, J. H., & Hansen, O. S. (2003). Nutrients and eutrophication in Danish marine wa-

ters. A challenge for science and management. National Environmental Research Institute, 126.

10.

11.

12.

13.

14.

15.

16.

17.

18.

19.

20.

21.

22.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

7. Plastik

Plastikforurening af havmiljøet er et af de hurtigst voksende emner i miljøforskning, og

siden de første rapporter om plastikforurening for 50 år siden er plastikpåvirkningen af

vores havmiljø steget eksponentielt [1]. Plastikforurening af havmiljøet har meget stor

offentlig, politisk og videnskabelig bevågenhed. Mængden af videnskabelig litteratur

om marint afffald og specielt marint plastik er således steget kraftigt specielt siden årtu-

sindeskiftet. Plastik udgør størstedelen af det marine affald med 60-80 % [2,3]. Til trods

for den store forskningsindsats er viden om udbredelsen og effekten af plastik og speci-

elt mikroplastik (<5 mm) på havmiljøet stadigvæk meget begrænset.

7.1 Teoretisk påvirkningsmekanisme

Marint plastikaffald er den komponent af plastikforureningen som er umiddelbart synlig

i havmiljøet og derfor tiltrækker sig stor opmærksomhed. Plastikaffald kan påvirke ben-

tiske organismer ved at skygge for lys og vandudskiftning, når plastikmaterialet synker

til bunden. Plastikmaterialet kan desuden koloniseres af forskellige organismer og der-

med fungere som rev på bunden eller som vektor for spredning af invasive arter, miljø-

farlige stoffer og sygdoms- fremkaldende organismer. Endelig er plastikaffald en af de

væsentligste kilder til mikroplastik i havet

Opmærksomheden omkring plastik i havene har inden for det sidste tiår samlet sig om

mikroplastik, dvs. plastikfragmenter og fibre <5 mm. Mikroplastik er nu globalt udbredt

[4] og findes fra havoverfladen til de dybeste dele af havet [5]. Plastik er således i løbet

af det sidste halve århundrede blevet et element i havmiljøet, som en lang række orga-

nismer eksponeres for. Da mikroplast størrelsesmæssigt overlapper med fødeemner som

plankton og sediment- partikler, er mikroplastik tilgængeligt for en lang række organis-

mer lige fra encellet dyreplankton til fiskelarver og muslinger og sedimentædende bund-

dyr, der udgør den basale del af havets fødekæder. Dette er dokumenteret ved laborato-

rieforsøg [6], mesocosm eksperimenter [7] og fra feltundersøgelser [8].

Sammenlignet med vandsøjlen er koncentrationen af mikroplast generelt meget højere i

sedimentet [9]. Det vil sige, at bunddyr æder mikroplastik sammen med deres naturlige

føde, og specielt filtrerende organismer som fx muslinger og søpunge opkoncentrerer

mikroplast fra vandet sammen med fødepartikler, mens sedimentædere æder mikropla-

stik sammen med det bundmateriale, der indeholder deres føde [10].

Interessen for mikroplast i vores havmiljø skyldes i vid udstrækning, at mikroplast kan

optages og indgå i havets fødekæde og på denne måde kan overføres fra de nedre til de

efterfølgende led i fødekæden for til sidst at ende på vores tallerkner [9]. Der er fundet

mikroplastik i en række marine organismer med central placering i havets fødekæder fx

muslinger [7], krabber [11], vandlopper [12], fiskelarver [13] og planktonædende fisk

[14]. Eksperimentelt er det dokumenteret, at mikroplast kan føres op gennem plankton-

fødekæden fx fra vandlopper til mysider [15].

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

bunddyrs fødeoptagelse [7]. Såfremt fødeoptagelse af disse to grupper nedsættes vil

græsningen på planktonalgerne reduceres og dette kan teoretisk medføre en kaskade- ef-

fekt, hvor algerne vil vokse ukontrolleret. Dette vil potentielt kunne svække lysforhol-

dene, sigtdybden og iltkoncentrationen i bundvandet, så lys og livsbetingelserne for åle-

græs, makrofytter og bunddyrs forringes.

En direkte effekt af plastik i havmiljøet er dokumenteret for makroplastiks vedkom-

mende, hvor der er rapporteret døde fisk, fugle, skildpadder og havpattedyr som følge af

drukning i garn eller forstoppelse af mave-tarmsystem. Sådanne eksempler er ikke do-

kumenteret for mindre organismer eksponeret for mikroplastik i miljø relevante koncen-

trationer, formodentligt fordi de er tilpasset og kan håndtere havmiljøets naturlige ind-

hold af fx partikler som ler, silt og cellulose fibre som er mange gange højere end

mikroplankton.

Visse typer af plastik kan indeholde miljøfarlige stoffer i et niveau, hvor der er risiko

for toksiske effekter, hvis de frigives fra plastikmaterialet [23,24]. De kan være tilsat i

forbindelse med produktionen, stamme fra urenheder fra produktionen, eller som følge

af nedbrydning af plastikken. Det er anslået, at plastpartikler, der stammer fra bildæk og

malingsflager, er de dominerende former for mikroplastik, der findes i det danske hav-

miljø [25]. Bildæk kan indeholde en række miljøfarlige kemiske stoffer, fx vulkanise-

ringsmidler og zink, mens bådmalinger ofte findes med højt indhold af kobber og andre

antibegroningsmidler. Tilsvarende er der en række andre typer plastmaterialer, der inde-

holder problematisk kemi fx polyuretan med toksiske isocyanater og aminer, ekspande-

ret polystyren som styrofoam med indhold af fx flammehæmmere og styren, samt poly-

uretan med toksiske isocyanater og aminer.

Efter udledning til vandmiljøet og især under fragmenteringsprocesserne kan kemiske

bestanddele som urenheder og kemiske tilsætningsstoffer udvaskes til miljøet [24]. Felt-

observationer og laboratorieforsøg viser optag af plastindholdsstoffer og effekter på en-

keltindivider. Fx har muslinger, som gror på bøjer lavet af flamingo-materiale, optaget

flammehæmmeren fra bøjerne [26]. Som et andet eksempel kan nævnes anvendelsen af

antibegroningsmidler i bundmalinger til skibe. Malingsflagerne ender ofte på havbun-

den, hvor de kan udgøre en risiko for dyr og planter. Mens de kemiske stoffer TBT, Ir-

garol, og zink pyrethion tidligere har været anvendt men nu er forbudt, anvendes i dag

ofte kobber som biocid i antibegroningsmidler.

Mikroplastiks mulige rolle som vektor for optag af miljøfremmede stoffer er beskrevet i

laboratoriestudier (fx [24,27]. Det er dokumenteret, at organiske stoffer kan absorberes

til plastik i havmiljøet [24]. Dette kan øge biotilgængeligheden af de miljøfremmede

stoffer for organismer, der indtager plastik med eventuelle følgende effekter [fx 3,28].

Selvom organismer indtager plastik med miljøfremmede stoffer absorberet, er det ikke

bevist, at stofferne frigives i tarmen [29], ligesom det er usikkert hvilken betydning

denne mulige vektoreffekt udgør i forhold til den samlede eksponering fra omgivelserne

[30]. Vektor virkningen er også diskuteret i relation til mængder af plastik i miljøet, idet

mængden af plastik spiller en langt mindre rolle i miljøet sammenlignet med den natur-

lige forekomst af organiske partikler samt naturlige byttedyr, hvortil organiske miljø-

fremmede stoffer også vil bindes [30].

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Tabel 7.1. Sammenfatning af de mekanismer, hvorved plastik og mikroplastik kan forventes at påvirke kvalitetselementerne bund-

fauna, makroalger, ålegræs og fytoplankton og afledte økologiske effekter.

Parametre

Bundfauna

Teoretisk

påvirknings-

mekanisme

Makrofauna arts-

og individtæthed

ændres

Dokumenterede påvirkningsmekanismer

Referencer

1) Ændringer i faunasammensætningen fx pga. introduk-

tion af ’plastik rev’ iht. mudder-bund og klippehabitater

med evt. ændring i antal af forekomsten

2) Forstyrrelse af bunddyrs fødeoptagelse

1) Udskygning med påvirkning af vækst

Ingen dokumenterede effekter

17, 20

Makroalger

Ålegræs

Fytoplankton

Udbredelse og

formering

Udbredelse og

formering

Turbiditeten æn-

dres

Biomasse af

Zooplankton æn-

dres

Trods en stor mængde publicerede artikler om marin plastik og mikroplastik viser en lit-

teraturgennemgang med fokus på relevant fytoplankton, ålegræs, makroalger og bund-

fauna, at der er ingen påviselige direkte effekter af makroplastik og mikroplastik på de

relevante kvalitetselementer og støtteparametre.

7.3 Påvirkningsmekanismens afhængighed af andre faktorer

Når plastik tilføres havmiljøet afhænger dets skæbne bl.a. af plastikkens egenskab – og

især materialets massefylde. Plastmaterialer som fx styrofoam (flamingo) har lav masse-

fylde og flyder således let på vandoverfladen. Som et resultat heraf er flamingoen ho-

vedbestanddelen af plastaffald på havoverfladen og af afffald skyllet i land på kysten

[2], hvor det udsættes for påvirkning af sollys, tidevand, vind, bølger og havstrømme

[31]. For andre typer af plastmaterialer med højere massefylde (fx polyætylen og po-

lypropylen) vil begroning af mikroorganismer og settling af bunddyr forårsage, at mas-

sefylden øges, så plastmaterialet bundfældes [32,33]. Temperatur og salinitet påvirker

vandets densitet, og derfor er skæbnen af marint plastik også afhængig af disse faktorer.

I havmiljøet nedbrydes makroplast til mindre stykker som resultat af bl.a. UV-stråling,

hydrolyse samt mekanisk, termisk og biologisk nedbrydning [34]. Mens nedbrydning af

plast generelt betragtes som meget langsom, afhænger mekanismerne og nedbrydnings-

hastigheden af typen af plast, indholdet af tilsætningsstoffer og det omgivende miljø, in-

klusive temperatur og UV-stråling [1]. Både temperatur, UV-stråling og salinitet kan

også have betydning for frigivelsen af miljøfremmede stoffer fra plastikken [35, 36]. På

denne måde kan fysiske faktorer, inklusive temperatur og salinitet, have indflydelse på

mikroplastik og især marint affalds eventuelle påvirkninger på kvalitetselementerne,

idet de er betydende for plastikkens skæbne.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

7.4 Påvirkningens relative betydning

Marint plastikaffald og mikroplastik kan have flere påvirkningsmekanismer i relation til

kvalitetselementerne. Datagrundlaget for vurdering af betydningen af presfaktorens ind-

virkning på kvalitetselementerne er begrænset både med hensyn til forekomst af marint

affald og mikroplastik i vandområderne, men også vedrørende effekter af plastik i mil-

jørelevante koncentrationer, da langt hovedparten af laboratorieundersøgelserne er fore-

taget med plastkoncentration i størrelsesordner over miljørelevante koncentrationer

[37].

Vores gennemgang af tilgængelige data for forekomst af marint affald og mikroplastik i

de kystnære vandområder viser, at plastik forekommer i lavere koncentrationer end de

koncentrationer, hvor der eksperimentelt er dokumenteret effekter [37]. I litteraturen er

vist, at mikroplastik kan have effekter ved meget høje koncentrationer på enkeltindivi-

der. Disse koncentrationer er dog højere end sammenlignelige forekomster i vandområ-

derne selv ved kildeudledninger. Der findes ingen undersøgelser, hvor miljørelevante

koncentrationer af mikroplastik forårsager effekter på kvalitetselementerne. Det vurde-

res, at forekomsten af makroplast kan have en effekt på de enkelte organismer, der fan-

ges, forstoppes, eller de enkelte individer som udskygges, men ikke i en grad så det har

betydning for kvalitetselementerne.

Det er dokumenteret, at miljøfremmede stoffer frigivet fra plastik kan optages i organis-

mer. Der er dog ikke studier, der viser optag i en toksisk grad. Det må formodes, at fri-

givelser vil blive fortyndet i vandsøjlen til koncentrationer uden effekter. Som beskrevet

ovenfor er det debatteret, hvorvidt mikroplastik har en betydelig rolle som vektor for

miljøfremmede stoffer. Der findes ikke tilstrækkelig viden for en effektvurdering af

kvalitetselementerne, og forekomsten af plastik i de kystnære vandområder i Danmark

vurderes at være for lav til, at plastik som vektor kan have en betydning.

7.5 Tilgængelige data

På baggrund af en nøje gennemgang vurderes det, at der kun findes få sporadiske data

om forekomst af marint affald og mikroplastik i de danske kystnære vandområder. Der

mangler således data for en vurdering af forekomst og koncentrationer. Enkelte studier

er publiceret, bl.a. et studie hvor der i overfladevand er fundet 0,07 ± 0,02 partikler >

300 µm m

-3

i det fynske øhav [38]. I en kandidatafhandling er inddraget ca. 20 danske

stationer, hvor overfladevand er undersøgt og der blev fundet koncentrationer på 0-1,3

partikler > 100 µm m

-3

[39]. Til sammenligning er der fundet ca. 150 partikler > 10 µm

-3

uden for vandområderne i den sydlige Nordsø ud for Hollands kyst [40].

Fra bundfauna findes et enkelt publiceret studie, hvor der ikke blev fundet mikroplastik

partikler i de analyserede blåmuslinger (n= 5) indsamlet i Limfjorden [41]. I forbindelse

med projekt ’Plastfri Roskilde Fjord’ er der foretaget undersøgelser af mikroplastik i

muslinger, vandsøjle og sedimenter ved kilder samt ved reference områder I Roskilde

Fjord [42]. Koncentrationerne varierer på grund af punktkilder og der kan findes meget

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

lokale områder med højere koncentrationer ved fx spildevandsudledninger, samt i hav-

neområder, hvor malingflager fra bådenes bundmaling kan bidrage til mikroplastik fore-

komsten. Der er dog tale om punktundersøgelser og tidsserier over få år på enkelte faste

stationer.

I regi af EU Havstrategi Direktivet er der indført et overvågningsprogram for marint af-

fald, hvor målet er at kortlægge forekomsten i vandsøjlen og på havbunden [43]. Som

indikatorer anvendes mikroplastik i bundsedimenter monitering af affald, der optræder

som bifangst i forbindelse med forsøgsfiskeri, mængde af marint affald på reference-

strande samt maveindhold i havfugle. Udover hvad der findes af mikroplastik i sedi-

menter samt i fugle, går de andre parametre på makroplastik. I overvågningen af fx ma-

rint affald er inkluderet indsamling 3 gange årlige på 5 reference strande, hvor der ind-

samles affald på strækninger på 100 m. Indsamling og kategorisering af marint affald til

vurdering af bl.a. mængder af plastik følger OSPAR guidelines [2,44]. Resultater fra

undersøgelserne indrapporteres til OSPAR. Endelig er der nationalt i 2012-2016 an-

vendt data, hvor marint plastik optræder som bifangst i forbindelse med forsøgsfiskeri

er undersøgt. Data er afrapporteret til OSPAR og HELCOM. Også i dette regi er der tale

om punktundersøgelser og tidsserier over få år på enkelte stationer.

Figur 7.2. Vandområder hvor der er data for råstofindvinding. Hvid: Ingen data om presfaktoren; Gul: Data for området men pres-

faktoren ikke tilstede; Lysegrøn: Presfaktoren tilstede men med for få data til analyse og; Mørkegrøn: Presfaktoren tilstede og med

potentielt tilstrækkeligt med data til at indgå i en analyse, evt. på tværs af vandområder.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Der findes få tilgængelige data for vandområderne. Det formodes, at der vil være lokale

forskelle afhængig af kilder i forekomster af mikroplastik i vandsøjlen, på havbunden, i

bundsediment og i bunddyrene. En stor del af ovenstående undersøgelser og forekom-

ster, ligger således uden for vandområderne, og/eller data er ikke tilgængelige.

7.6 Konklusion

Der findes ikke data for de danske vandområder, der viser, at mængden af plastik er høj

nok til at påvirke marine organismers fødeoptagelse, reproduktion eller vækst, som det

er dokumenteret ved høje koncentrationer i eksperimentelle studier [37]. Vi har dog kun

data for affald på havbunden fra de åbne farvande, og kan dermed ikke udelukke, at der

kan være enkelte lokale tilfælde fra mere urbant påvirkede kystnære områder, hvor af-

faldsmængderne på havbunden lokalt kan være af større betydning. De dokumenterede

forekomster i det marine miljø langt under de niveauer, som man i laboratoriet har vist

kan have effekt på marine organismer såsom planktonorganismer, og der er ingen doku-

menteret effekt på kvalitetselementerne og især ikke på indikatorerne eller støttepara-

metrene (se tabel 7.2).

Tabel 7.2 Marint affald og makroplastiks egnethed til at indgå i analyser vedr. 3. generations vandplaner. Egnethed er angivet for

hvert kvalitetselement og samlet ved brug af følgende skala 1-5: 1) Påvirkningsmekanisme kan ikke dokumenteres; 2) Påvirknings-

mekanisme dokumenteret, men ingen potentiel væsentlig effekt i danske farvande på vandområdeniveau; 3) Potentiel væsentlig effekt,

men ikke datagrundlag for egentlige analyser; 4) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i få (<10) vand-

områder; 5) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i de mange vandområder.

Presfaktor

Marint affald

Mikroplastik

Fytoplankton

Kvalitetselementer

Ålegræs

Makroalger

Bundfauna

Støtteparametre

Iltforhold

Sigtdybde

7.7 Referencer

Law, K. L. (2017). The Plastics in the Marine Environment. Annu. Rev. Mar. Sci., 9, 205-29.

Strand, J., Tairova, Z. & Metcalfe, R. d’A. (2016). Status on beach litter monitoring in Denmark 2015.

Amounts and composition of marine litter on Danish reference beaches. Aarhus University, DCE – Danish

Centre for Environment and Energy, 42 pp. Scientific Report from DCE – Danish Centre for Environment

and Energy No. 177 http://dce2.au.dk/pub/SR177.pdf.

Rochman, C. M., Browne, M. A., Underwood, A. J., van Franeker, J. A., Thompson, R. C. & Amaral-Zet-

tler, L. A. (2016). The ecological impacts of marine debris: unraveling the demonstrated evidence from what

is perceived. Ecology, 97, 302–12.

Cózar, A., Echevarría, F., González-Gordillo, J. I., Irigoien, X., Úbeda, B., Hernández-León, F., Palma, A.

T., Navarro, S., García-de-Lomas, J., Fernández-de-Puelles, A. R. M. L. & Duarte, C. M. (2014). Plastic de-

bris in the open ocean. PNAS, 111, 10239-10244.

Courtene-Jones, W., Quinn, B., Gary, S. F., Mogg , A. M. O. & Narayanaswamy, B. E. (2017). Microplastic

pollution identified in deep-sea water and ingested by benthic invertebrates in the Rockall Trough, North

Atlantic Ocean. Environmental Pollution, 231, 271-280.

Cole, M., Lindeque, P., Fileman, E., Halsband, C., Goodhead, R., Moger, J., & Galloway, T. S. (2013). Mi-

croplastic Ingestion by Zooplankton. Environ. Sci. Technol. 47, 6646–6655.

Setälä, O., Norkko, J. & Lehtiniemi, M. (2016). Feeding type affects microplastic ingestion in a coastal in-

vertebrate community. Mar Pollut Bull., 102, 95-101.

Catarino, A. I., Macchia, V., Sanderson, W. G., Thompson, R. C. & Henry, T. B. (2018). Low levels of mi-

croplastics (MP) in wild mussels indicate that MP ingestion by humans is minimal compared to exposure via

household fibres fallout during a meal. Environ Pollut. 237, 675-684.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

10.

11.

12.

13.

14.

15.

16.

17.

18.

19.

20.

21.

22.

23.

24.

25.

26.

27.

28.

29.

30.

31.

32.

33.

Carbery, M., O'Connor, W. & Palanisami, T. (2018). Trophic transfer of microplastics and mixed contami-

nants in the marine food web and implications for human health. Environment International 115, 400-409.

Bonello, G., Varrella, P. & Pane, L. (2018). First Evaluation of Microplastic Content in Benthic Filter-feed-

ers of the Gulf of La Spezia (Ligurian Sea). Journal of Aquatic Food Product Technology, 27, 284-291.

Watts, A. J., Urbina, M. A., Goodhead, R., Moger, J., Lewis, C. & Galloway, T. S. (2016) Effect of Micro-

plastic on the Gills of the Shore Crab

Carcinus maenas.

Environmental Science and Technology, 50, 5364-

69.

Cole, M., Lindeque, P., Fileman, E., Halsband, C., & Galloway, T.S. (2015). The Impact of Polystyrene Mi-

croplastics on Feeding, Function and Fecundity in the Marine Copepod

Calanus helgolandicus.

Environ.

Sci. Technol., 49, 1130–1137.

Steer, M., Cole, M., Thompson, R. C. & Lindeque, P. K. (2017). Microplastic ingestion in fish larvae in the

western English Channel. Environ Pollut., 226, 250-259.

Beer, S., Garm, A., Huwer, B., Dierking, J. & Nielsen, T. G. (2017). No increase in marine microplastic con-

centration over the last three decades – A case study from the Baltic Sea, Sci Total Environ,

https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.10.101.

Setälä, O., Fleming-Lehtinen, V. & Lehtiniemi, M. (2014). Ingestion and transfer of microplastics in the

planktonic food web. Environmental Pollution, 185, 77-83.

Li, W. C., Tse, H. F. & Fok, L. (2017). Plastic waste in the marine environment: A review of sources, occur-

rence and effects. Science of The Total Environment, 566–567, 333-349.

Holmes, A. M., Oliver, P. G., Trewhella, S., Hill, R. & Quigley, D. T. G. (2015). Trans-Atlantic Rafting of

Inshore Mollusca on Macro-litter: American molluscs on British and Irish shores. Journal of Conchology,

42, 41-49.

Kirstein, S., Kirmizi, A., Wichels, A., Garin-Fernandez, R., Erler, M., Löder, G. & Gerdts. (2016). Danger-

ous hitchhikers? Evidence for potentially pathogenic Vibrio spp. on microplastic particles. Mar. Environ.

Res., 120, 1-8.

Lamb, J. B., Willis, B. L., Fiorenza, E. A., Couch, C. S., Howard, R., Rader, D. N., True, J. D., Kelly, L. A.,

Ahmad, A., Jompa, J. & Harvell, C. D. (2018). Plastic waste associated with disease on coral. Science, 359,

460-462.

Pham, C. K., Ramirez-Llodra, E., Alt, C. H. S., Amaro, T., Bergmann, M., Canals, M., et al. (2014) Marine

Litter Distribution and Density in European Seas, from the Shelves to Deep Basins. PLoS ONE, 9(4),

e95839. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0095839.

Balestri, E., Menicagli, V., Vallerini, F. C. & Lardicci, C. (2017). Biodegradable plastic bags on the sea-

floor: A future threat for seagrass meadows? Sci Total Environ, 605, 755-763.

Green, D. S., Boots, B., Blockley, D. J., Rocha, C. & Thompson, R. (2015). Impacts of Discarded Plastic

Bags on Marine Assemblages and Ecosystem Functioning. Environ. Sci. Technol., 49, 5380–5389.

Hermabessiere, L., Dehaut, A., Paul-Pont, I., Lacroix, C., Jezequel, R., Soudant, P. & Duflos, G. (2017). Oc-

currence and effects of plastic additives on marine environments and organisms: A review. Chemosphere,

182, 781-793.

Kwon, B.G., Amamiya, K., Sato, H., Chung, S.Y., Kodera, Y., Kim, S.K., Lee, E.J. & Saido, K. (2017).

Monitoring of styrene oligomers as indicators of polystyrene plastic pollution in the North-West Pacific

Ocean. Chemosphere, 180, 500-505.

Lassen, C., Hansen, S.F., Magnusson, K., Norén, F., Hartmann, N. I. B., Jensen, P. R., Nielsen, T. G. &

Brinch, A. (2015). Microplastics - Occurrence, effects and sources of releases to the environment in Den-

mark. The Danish Environmental Protection Agency. Environmental project No. 1793

Jang, M., Shim, W. J., Han, G. M., Rani, M., Song, Y. K. & Hong, S. H. (2016). Styrofoam Debris as a

Source of Hazardous Additives for Marine Organisms. Environmental Science & Technology, 50(10), 4951-

4960.

Wang, W. & Wang. J. (2018). Different partition of polycyclic aromatic hydrocarbon on environmental par-

ticulates in freshwater: Microplastics in comparison to natural sediment. Ecotoxicology and Environmental

Safety, 147, 648-655.

Graca, B., Bełdowska, M., Wrzesień, P. & Zgrundo, A. (2014). Styrofoam debris as a potential carrier of

mercury within ecosystems. Environ Sci Pollut Res Int., 21(3), 2263–2271.

Hartmann, N. B., Rist, S., Bodin, J., Jensen, L. H., Schmidt, S. N., Mayer, P., Meibom, A. & Baun, A.

(2017). Microplastics as vectors for environmental contaminants: Exploring sorption, desorption, and trans-

fer to biota. Integr Environ Assess Manag., 13(3), 488-493. doi: 10.1002/ieam.1904.

Koelmans, A., Bakir, A., Burton, A. G. & Janssen, C. (2016). Microplastic as a Vector for Chemicals in the

Aquatic Environment. Critical Review and Model-Supported Re-interpretation of Empirical Studies. Envi-

ronmental Science and the Total Environment, 50(7).

Moore, C.J., Moore, S.L., Leecaster, M.K. & Weisberg, S.B. (2001). A comparison of plastic and plankton

in the North Pacific Central Gyre. Mar. Pollut. Bull., 42, 1297-1300.

Ye, S. & Andrady, A. (1991). Fouling of floating plastic debris under Biscayne Bay exposure

condi-

tions. Marine Pollution Bulletin, 22, 608-613.

Andrady, A. (2011). Microplastics in the marine environment. Marine pollution Bulletin, 62(8), 1596-1605.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

34.

35.

36.

37.

38.

39.

40.

41.

42.

43.

44.

Kubowicz, S. & Booth, A. M. (2017). Biodegradability of Plastics: Challenges and Misconceptions. Environ

Sci Technol., 51(21), 12058-12060.

Gallo, F., Fossi, C., Weber, R., Santillo, D., Sousa, J., Ingram, I., Nadal, A. & Romano, D. (2018). Marine

litter plastics and microplastics and their toxic chemicals components: the need for urgent preventive

measures. Environmental Sciences Europe, 30(1), 13.

Suhrhoff, T. J. & Scholz-Böttcher, B. M. (2016). Qualitative impact of salinity, UV radiation and turbulence

on leaching of organic plastic additives from four common plastics — A lab experiment. Marine Pollution

Bulletin, 102(1), 84-94.

Lenz, R., Enders, K. & Nielsen, T. G. (2016). Microplastic exposure studies should be environmentally real-

istic PNAS 113, No. 29, E4121 - E4122.

Tamminga, M., Hengstmann, E. & Fischer, E. K. (2018). Microplastic analysis in the South Funen Archipel-

ago, Baltic Sea, implementing manta trawling and bulk sampling. Marine Pollution Bulletin, 128, 601-608.

Mintenig S. (2014). Planktonic Microplastic in the North Sea. A new extraction method for the detection by

Fourier Transform Infrared Spectroscopy (FTIR). Masterproject at Carl von Ossietzky Universität Olden-

burg.

Enders, K., Lenz, R., Stedmon, C. A., Nielsen, T.G. (2015). Abundance, Size and Polymer Composition of

Marine Microplastics Larger 10 Micrometre In The Atlantic Ocean And Their Modelled Vertical Distribu-

tion. Mar. Pollut. Bull. http://dx.doi.org/10. 1016/j marpolbul.2015.09.027.

Vandermeersch, G., Vandermeersch, G., Van Cauwenberghe, L., Janssen, C. R., Marques, A., Granby, K.,

Fait, G., Kotterman, M. J. J., Diogène, J., Bekaert, K., Robbens, J. & Devriese, L. (2015). A critical view on

microplastic quantification in aquatic organisms. Environmental Research, 143, 46-55.

Strand J. (2017). Plastik I fjorden – I miljø og spildevand. Powerpoint præsentation ved Temaaften om Pla-

stikforurening & Roskilde Fjord, 1. juni 2017 på RUC. https://plasticchange.dk/media/40691/plast-i-ros-

kilde-fjord-j-strand.pdf

Miljøministeriet. (2014). Danmarks Havstrategi - Overvågningsprogram. Naturstyrelsenhttps://mst.dk/me-

dia/118263/samlet_overv_gningsprogram_for_hsd.pdf

OSPAR. (2010). Guideline for Monitoring Marine Litter on the Beaches in the OSPAR Maritime Area. Edi-

tion 1.0. OSPAR Commission, 2010, Agreement number 2010-02, 83pp.

Foto: Lis Bach.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

8. Miljøfarlige stoffer

Miljøfarlige stoffer (MFS) dækker over adskillige stoffer fra flere forskellige stofgrup-

per. VRD [50] indeholder en liste med 45 prioriterede kemiske stoffer [51, 52] her-

iblandt metaller, pesticider, biocider, PAH’er, PCB’er og organotin forbindelser (TBT).

Medlemslandene skal dokumentere og rapportere god kemisk tilstand for disse stoffer

for hvert vandområde [1, 50]. Miljøkvalitetskrav (EQS-værdier) kan udarbejdes for an-

dre matricer end dem, der er fastsat i VRD, og skal udarbejdes for nationalt fastsatte

stoffer. Disse nationalt fastsatte miljøkvalitetskrav varierer mellem medlemsstaterne [2].

Nogle EQS er med henblik på miljøbeskyttelse andre med henblik på menneskers sund-

hed, og repræsenterer derfor generelle beskyttelsesniveauer. Der er generelt få målte

værdier for stofferne i danske kystnære vande, men der er mulighed for at modellere og

estimere forekomsten af stofferne [3] som grundlag for implementeringen af VRD. Ud

over de prioriterede stoffer er der en lang række andre kemiske stoffer, der er udledt fra

forskellige aktiviteter på havet. I et review [1] af disse kilders relative styrke i europæi-

ske have og konkluderes, at offshore olie og gas udnyttelse samt skibstrafik er de to

største kilder til MFS i havet, mens et andet studie har set på effekter af afstrømning fra

land [26). Dette afsnit fokuserer på koncentrationer som kan sammenlignes med disses

EQS-værdier.

Figur 8 1: Koncentration af problematiske MFS i EU Kilde: EEA State of the Environment report (2015) [6]

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

EU har i 2015 vurderet tilstand og udvikling [6] for tre metaller (Cd, Pb og Hg) sammen

med udvalgte klorerede pesticider, PCB og en repræsentativ PAH (Benz(a)pyren) (figur

8.1). Der er ikke nogen direkte kobling mellem EU’s klassificering og de kvalitetsele-

menter, der behandles i denne rapport, men EU’s tistandsvurdering [6] illustrerer, hvilke

stoffer der især kan være problemer med og hvor der er ændringer i niveauerne over tid.

8.1 Teoretiske påvirkningsmekanismer

MFS påvirker kvalitetselementerne og støtteparametrene på forskellige måder. Påvirk-

ningsmekanismerne er specifikke i forhold til stoffernes iboende fysisk/kemiske og tok-

siske egenskaber samt vandets og sedimentets egenskaber såsom redoxforhold, pH, or-

ganisk kulstof i sediment med videre, som betinger biotilgængeligheden af stofferne,

samt især metallers giftighed [4]. Under de rette betingelser kan alle stofferne påvirke

de ovenfornævnte organismer ved direkte toksiske effekter ved tilstrækkeligt høje ek-

sponeringskoncentrationer. Ved lavere eksponeringskoncentrationer kan der forekomme

kroniske og langvarige effekter såsom reduceret reproduktion og fotosyntese. Desuden

kan MFS påvirke funktionen af økosystemet ved indirekte effekter på økosystemet, fx

ved trofiske kaskadeeffekter, samt ved blandingseffekter med andre stoffer eller pres-

faktorer i økosystemet. Stofferne kan således potentielt forårsage strukturelle og funkti-

onelle ændringer af økosystemet. Disse effekter er inddraget i fastsættelsen af EQS-vær-

dierne for de prioriterede stoffer ved hjælp af ekstrapolationsfaktorer [2]. EQS er gene-

relt ikke sat af hensyn til de biologiske kvalitetselementer, men for god kemisk tilstand

[51]. Det overordnede mål er at undgå uacceptable negative effekter på akvatiske øko-

systemer, hvilket i den tekniske guideline er defineret som at undgå effekter på top præ-

datorer gennem biomagnificering og mennesket sundhed gennem indtag af fisk, muslin-

ger og lignende [53]. En undtagelse er dog de kvalitetskrav, der er foreslået for sediment

i de enkelte baggrundsdokumenter for fastsættelse af miljøkvalitetskrav, hvor der ofte er

fokus på de mest følsomme sedimentlevende organismer, og dermed potentielt påvirk-

ning af bundfaunasammensætningen.

8.2 Dokumenterede påvirkningsmekanismer

Nedenfor er en opsamling baseret på den internationale litteratur (tabel 8.1), der doku-

menterer MFS effekter – disse effekter er dog ikke alle nødvendigvis relevante i en

dansk kontekst (fx analyser og effekter på ikke hjemmehørende planter i Danmark). På

grund af de mange forskellige kemiske forbindelser er der her fortrinsvis brugt review

artikler som udgangspunkt, men i enkelte tilfælde er der refereret til specifikke artikler

for at demonstrere kendte effekter af enkelte stoffer i en MFS stofgruppe på specifikke

arter. Den underliggende antagelse er, at effekten også gælder for andre stoffer i stof-

gruppen og sammenlignelige danske arter, men uden at forudsige niveauerne af belast-

ning som kan give effekten for hjemlige arter.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Tabel 8.1: Dokumenterede og teoretiske påvirkninger af MFS der indgår i EU, OSPAR og HELCOMs prioriterede stoffer, og vurderes

relevante for danske forhold.

Presfaktor

Metaller

Dokumenterede og teoretiske påvirkninger

Biogeokemiske processer betinger biotilgængeligheden af metaller i sedimenter [7, 8]. Unormalt høje tungme-

tal koncentrationer i ålegræs er fundet [5], men det vides ikke, hvilken effekt dette har på miljøet generelt. Det

er dog vist, at Cd signifikant reducerede ålegræs fotosyntese ved koncentrationer over 100 µg l

-1

[36], hvilket

imidlertid er 66 gange miljøkvalitetskrav i havvand. Ligeledes har en database med >22.000 målinger af me-

taller i makrofytter demonstreret [10], at især As, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Pb og Zn akkumuleres i planterne – men

viste ikke, hvilke effekter dette havde på planterne [10]. Det er påvist, at forhøjede metalkoncentrationer af Mn,

Cu, Cr, Ni og Cd giver forhøjede stress indikatorer i

Ulva

sp. [46], og en generel stressniveau indikator (IBR)

blev foreslået som forklaring af årsag-virkning af metaller i planter. Endvidere har undersøgelser vist reduceret

produktion hos fytoplankton [28, 39]. Høje niveauer af især metaller i Sydney havn i både sediment og makro-

alger er blevet associeret med øgning i opportunistiske arter og ændringer i det bentiske samfund [9]. For

makrobentiske organismer har undersøgelser i både Oslofjorden [43] og Targus Bugten i Portugal [44] vist, at

metaller påvirker fødesøgning, nedgravning i sediment og artssammensætningen (Biological Trait Analysis,

BTA) i bundfauna. Især Cd og Pb påvirker BTA indikatoren med lidt mindre påvirkning fra Hg i Oslofjorden.

For Targus Bugten var Cu det metal med størst korrelation til ”dårlige” BTA-indikatorer fulgt af Cd, Pb og Hg.

For pesticider viser canadiske undersøgelser [11], at organo-chlorine (OC) pesticider (fx Lindane) udgør de

største risici for havmiljøet. For nyere stoffer som neonicotinoids og fipronil findes der ingen data i havmiljøet

i 2015 [12], men en komparativ undersøgelse af toksicitet i marine og ferskvands krebsdyr [42] viste, at især

neurotoxiske pesticider er de mest toksiske for planktoniske krebsdyr, med LC

på under 1 µg l

-1

. Også py-

rethriner og organofosfat pesticider har enkelte stoffer med LC

under 1 µg l

-1

og samlet er de tre pesticid

grupper de mest toksiske for planktoniske krebsdyr af 29 undersøgte stofgrupper. Pesticider er primært designet

til at påvirke specifikt planter, insekter eller svampe, hvorfor de har de samme effekt på non-target organismer

indenfor de nævnte grupper, som de er udviklet til at have på target organismer. Derfor forventes det, at disse

stoffer også vil påvirke marine insekter [12]. Der er en mangel på viden om og data på forekomsten af pesticider

og deres direkte effekter i havmiljøet [15, 19]. I Oslofjorden er det dog vist, at DDT har indflydelse på den

bentiske BTA-indikator på niveau med Hg [43]. Zooplanktonsamfund skifter generelt dominans mod mindre

taxa med hurtigere reproduktionscyklus efter eksponering til pesticider. Disse er ofte mindre effektive græssere,

hvilket potentielt kan øge mængden af fytoplankton og reducere sigtedybden [14].

Irgarol 1051 er et udbredt anvendt biocid, som er forbudt i EU siden 2017 (i DK siden 2000). Stoffet kan

forekomme i havnemiljøer og har effekter på ålegræs fotosyntese [11, 16]. Der er påvist mulige blandingsef-

fekter af Irgarol og Diuron (som må benyttes i EU) og begge reducerede ålegræssets fotosyntese [17]. Der blev

dog ikke fundet synergieffekter ved blandingen, da de to stoffer har samme virkningsmekanisme og derfor kun

virker additivt [12]. For Diuron og dets primære metaboliter er der demonstreret synergieffekter på fytoplank-

ton, hvor kiselalger var mest følsomme [13, 18]. I et review af effekter af biocider i det marine miljø blev det

vist, at biocider generelt påvirker alle marine organismer [19], samt at produktet Sea Nine 211 er mest giftigt.

Der er både direkte og indirekte effekter af biocider på marine økosystemers struktur og funktion [14]. Alle tre

biocider har tidligere været brugt i bundmaling og er derfor tilført marine områder, især nær havne og opan-

kringspladser. For makroalger er det også påvist, at et specifikt organofosfat insecticid (Coumaphos) inducerer

oxidativt stress, og starter forskellige forsvarssystemer [45]. Dette kan medføre nedsat vækst og udvikling, og

dermed give indirekte økologiske konsekvenser ved miljømæssigt relevante koncentrationer. Det kan antages,

at dette også gælder for andre makroalger, selvom der ikke er udført mange forsøg ved miljømæssigt relevante

koncentrationer. Der er påvist målbare koncentrationer af forskellige typer pesticider i makroalger.

Polyaromatiske hydrocarboner (PAH’er) kan forårsage strukturelle og funktionelle ændringer i det marine

plankton fødenet. Direkte og indirekte effekter blev observeret på tre forskellige trofiske niveauer i et marint

mesocosm forsøg i Danmark [20]. Analyser omkring olieboreplatforme i Nordsøen viser, at PAH’er kan udgøre

en risiko for blåmuslinger i op til 5 km’s afstand fra riggen. Der ses primært fysiske effekter på muslingerne.

Der er også effekter på den øvrige bentiske fauna pga. øget BOD og COD [21]. Der er endvidere beskrevet en

signifikant reduktion i bentisk makrofauna individtæthed og biomasse som funktion af afstand til olieboreplat-

forme [22]. Der kan endelig være effekter af oliespild og tab fra skibstransport og fra trafik på broer. PAH har

kendte cytotoksiske effekter på biota fx hormonforstyrrende og mutagene effekter, men effekter på planter er

mindre belyste [37]. PAH’er er generelt toksiske for pelagiske krebsdyr [42], ranket med den 6. laveste LC

koncentration af 29 klasser af organiske stoffer.

På grund af stoffernes affinitet til sediment er det primært det bentiske samfund, som påvirkes af PCB. Der er

mange forskellige former (kongenere) af PCB, der alle har forskellige egenskaber [23]. PCB har ligesom

PAH’er cytotoksiske effekter på biota [37], men der er også vist effekter på produktionen hos marine makroal-

ger ved forhøjede koncentrationer i fx havneområder, effekter på frøplanter er mindre belyst [38]. PCB’er og

dioxiner er generelt toksiske for pelagiske krebsdyr [42], ranket med den 4. laveste LC

koncentration af 29

klasser af organiske stoffer, med LC

værdier under 1 µg l

-1

for enkelte stoffer. I Oslofjorden var der dog ikke

særlige tegn på, at PCB havde indflydelse på de biologiske indikatorer for bundfauna [43].

Pesticider

Biocider

PAH’er

PCB’er

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

TBT

TBT giver skalfortykkelser for østers og muslinger, og inducerer pseudopenis i marine hun-snegle [49], for de

mest følsomme arter til et niveau som hindrer reproduktion og påvirker bestanden i Kattegat og Skagerrak [48].

TBT kan have direkte effekter på zooplankton [24]. TBT og andre organotin-forbindelser kan påvirke organis-

mer via en række toksiske effekter (fx via følgende cellulære receptorer: RXR; CHH; P450) og udgør en risiko

for både zooplankton men primært bundfauna [41]. Den hormonforstyrrende effekt af TBT er især relevant for

bentiske organismer. Det er dokumenteret, at der er kaskadeeffekter af TBT og andre MFS i engelske kystnære

områder [25]. TBT er toksisk for pelagiske krebsdyr [42], ranket med den 5. laveste LC

koncentration af 29

klasser af organiske stoffer. TBT er dog klart den mest toksiske af de organometalliske pesticider, fx kræver

As-baserede pesticider meget højere koncentrationer for at resulterer i målbare effekter. Til trods for et globalt

forbud mod anvendelsen af TBT i bundmaling er der fortsat store puljer i sedimentet, som kan give påvirkninger

af miljøet ved omlejring af sediment, ligesom der stadig er tilladte organotinforbindelser til landbaserede for-

mål.

Vigtigt for forståelsen af effekter af MFS er samspilseffekter i økosystemet og trofiske

kaskadeeffekter (knock-on-effekter hvor en initial og mindre direkte effekt af et MFS på

en organisme eller samfund kan multipliceres og forstærkes gennem trofiske interaktio-

ner i hele fødenettet og økosystemet). Desuden afhænger MFS-påvirkning af andre

MFS (blandingseffekter eller cocktail effekter), som både kan være additive, antagoni-

stiske, og synergistiske [30, 31]. Det er beskrevet, hvordan trofiske kaskadeeffekter er

observeret i 60% af alle akvatiske økosystem analyser, hvor MFS er testet [31]. Den pri-

mære effekt er, at primærproducenterne (alger) øges i antal og tæthed, når græssere re-

duceres i antal, størrelse og græsningseffektivtet [23]. Derved kan MFS indirekte bi-

drage til effekter på fytoplankton, sigtedybde og leveforhold for ålegræs [27] og bund-

fauna [33]. De samme effekter kan potentielt forekomme i marine systemer for TBT,

men dette er kun beskrevet i begrænset omfang [24]. Det er vanskeligt at analysere og

dokumentere MFS-økosystemeffekter i havet, på grund af manglende dokumenta-

tion/data. Biologiske trait-analyser (BTA) [32, 43, 44], hvor man analyserer en lang

række parametre og egenskaber for organismerne, samt hvordan disse påvirkes (fx re-

produktion, størrelse), kan være en mulig løsning til bedre at forstå og beskrive de fakti-

ske direkte og indirekte effekter af MFS i marine økosystemer. Der er dog også på dette

område et betydeligt forskningsbehov.

Forskellige MFS findes i stort set alle typer marine habitater og er også dokumenteret i

DCE’s årlige tilstandsrapporter [5, 6]. Det er endvidere vist, at koncentrationerne af en

række MFS (Hg, Cd, Pb, TBT) overskrider de nationale og internationale miljøkvali-

tetskrav [6] og derfor potentielt kan udgøre en risiko i sediment og biota i nogle danske

havområder. Der er ingen moniteringsdata for MFS i vandfasen, men udelukkende i

biota og sedimentet, som også er mere relevant for effektvurderinger. For at få en vurde-

ring af potentiel betydning af MFS for det marine miljø er der i tabel 8.2 vist en analyse

af hele ODA-databasen fra 2010-2015 for sedimentkoncentrationer af prioriterede stof-

fer (gennemsnits koncentration og maximal målte værdi samt hvor de højeste værdier er

fundet), sammen med nationale sediment QS-værdier (kaldet miljøkvalitetskrav i miljø-

målsbekendtgørelsen [47]).

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Tabel 8.2: Målte værdier (gns og max målte værdi) af en række MFS med danske miljøkvalitetskrav for sedimentkoncentrationsamt

lokalitet for max målte koncentration

Stof

Gennemsnits-

sediment-

koncentration (mg

-1

(DW) ±s.d.)

24 (±19)

0,5 (±0,5)

0,09 (±0,16)

20,4

0,016 (±0,024)

0,017 (±0,04)

0.055 (±0.180)

0,001 (±0,001)

0,017 (±0,05)

Max målte

(mg kg

-1

(DW))

100,7

2,05

1,44

20,4

0,14

0,44

1,9

0,008

0,59

Miljøkvalitetskrav

sediment (QS

sedi

)

(mg kg

-1

)

163

3,8

23,6

0,0048

0,138

2,5

{0,12}

3,93

{0,16}

Sted og år

(max)

Miljøkvalitetskrav

overskredet

(worst-case)

(J/N)

J (sandet sediment)

Antracen

Naphtalen

Nonylphenoler

Octylphenol

TBT

Mariager

Fjord (2014)

Guldborg

Sund (2013)

Mariager

Fjord (2014)

Thyborøn

(2012)

Mariager

Fjord (2014)

Karrebæk

Fjord (2010)

Knebel Vig

(2013)

Vejle Fjord

(2015)

Mariager

Fjord (2014)

1. Data fra ODA databasen: http://dce.au.dk/overvaagning/databaser/oda/

2. BEK nr 1625 af 19/12/2017: https://www.retsinformation.dk/Forms/R0710.aspx?id=196701, Værdier i [parentes] er OSPARs

eller Svenske forslag til miljøkvalitetskrav [40].

3. F

er fraktionen af organisk stof i sedimentet (typisk 1-5% total organisk kulstof (TOC) i ikke-sandede sedimenter og 0,1-0,5 % i

sandede sedimenter). Kvalitetskravet er i {parentes} beregnet ud fra TOC indholdet i prøven med max indhold.

For de fleste af de i tabel 8.2 nævnte MFS er de målte sediment QS ikke overskredet. En

undtagelse er PAH’erne naphtalen og antracen, men det har ikke været muligt på bag-

grund af en litteratur gennemgang at linke disse koncentrationsniveauer til effekter på

bundfauna. For Hg og TBT findes der ikke danske kvalitetskrav, men baggrundsvær-

dien for Hg i OSPAR er 0,091 mg kg

-1

TS og der anvendes et canadisk kvalitetskrav

(ERL) på 0,15 mg kg

-1

TS som erstatning for EQS, og Stockholm Universitet har bereg-

net et sediment kvalitetskrav for TBT til QS

sedi

= 0,0016 mg kg

-1

ved 5% TOC for TBT

for det Svenske Havs och Vatten Myndigheten. Det kan derfor ikke afvises, at de biolo-

giske kvalitetselementer er påvirket i udsatte områder af PAH’er, TBT og Hg.

Som det fremgår af ovenstående, mangler der generelt set viden om effekter af de en-

kelte MFS på kvalitetselementerne. Det gælder for specifikke effekter af de enkelte stof-

fer samt især hvad angår kaskadeeffekter og synergieffekter. For at vurdere indflydelsen

af MFS på kvalitetselementerne mangler der således overordnet set mere specifikke un-

dersøgelser af de direkte og indirekte effekter af MFS, som evt. kan give afledte EQS-

værdier, som er specifikke for hvert kvalitetselement. Ud fra reviewet kan der peges på

en del potentielle effekter, men ingen kan kvantificeres for danske forhold uden målret-

tet forskning/overvågning af modelområder, som efterfølgende kan anvendes til at gene-

ralisere for hele vandrammeområdet.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

8.3 Påvirkningsmekanismens afhængighed af andre faktorer

MFS-tilgængelighed og form (metaller især) er afhængig af forskellige biogeokemiske

faktorer så som redoxforhold, ilt, mængden af organisk kulstof, sedimentforstyrrelser

fra bundfauna og orme samt industriel aktivitet på havbunden (fx boringer, anlægsarbej-

der) i relation til sedimentet [29]. Salinitet og temperatur er ligeledes afgørende for stof-

fernes giftighed. Redox og iltforhold påvirkes blandt andet af vandtemperatur og der-

med af klimatiske ændringer [31].

8.4 Påvirkningens relative betydning

Litteraturen viser, at MFS afhængigt af sted og tid kan forårsage ændringer i det marine

økosystems artsrigdom og biomasse af ålegræs og bundfauna. Pesticider (herbicider)

har specifikke effekter på fx planter herunder makrofytter og ålegræs, mens biocider,

PAH’er og TBT har specifikke effekter på fx bundfauna. Tungmetaller dækker over en

lang række stoffer, som har forskellige effekter relativt til de specifikke biogeokemiske

forhold i sedimentet primært for makrofytter. PAH’er og PCB’er påvirker ligeledes pri-

mært bundfauna, men er i relation til toksicitet mindre afhængig af de biogeokemiske

forhold end tungmetaller, men på samme måde med hensyn til deres biotilgængelighed

og massebalance. Der er dog meget få dokumenterede effekter ved de koncentrationer,

der normalt er målt i danske vandområder og den relative betydning af MFS på kvali-

tetselementerne må vurderes – på det nuværende vidensgrundlag – at være af begrænset

betydning. Imidlertid mangler der i vid udstrækning specifikke studier for mange af

stofferne. Især er der mangel på viden om og studier af kaskade-effekter og samspil med

andre presfaktorer. MFS kan imidlertid have negative effekter på marine økosystemer

uden, at det er afspejlet i dokumenterede effekter på kvalitetselementerne.

8.5 Tilgængelige data

NOVANA består af et program for biota og sediment prøver, men ingen vandprøver, fra

1998 og her er kun gennemgået nyere data fra 2010 og fremefter. Der er udtaget prøver

i 100 vandområder mellem 2010 og 2017 (for sediment dog data tilgængelige frem til

2015, data for 2016 blev først tilgængelige efter redaktionens afslutning), fortrinsvis

langs kysten (undtagen omkring Bornholm). Udover de kemiske analyser er der et pro-

gram for biologiske effekter, som især er fokuseret på marine snegles reproduktive til-

stand (imposex/intersex som specifik indikator for TBT-påvirkning), defekter på åle-

kvabbers yngel men også specifikke effekter af PAH’er og lysosomal stabilitet som in-

dikator på muslingers generelle tilstand.

Sediment dataanalyser fra 2017 og fremefter vil kun blive udført for phenoler og phtha-

later. Frem til og med 2016 blev der også analyseret for PAH, metaller og TBT. Der er

stationer i 62 vandområder, heraf de 53 er i kystnære vandområder (figur 8.2). Der er i

alt indsamlet data fra 234 stationer i perioden 2010-2015, så flere af vandområderne er

besøgt flere gange i perioden, eller har haft flere stationer indenfor vandområdet.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

For biota (prøvetagning i væv af organismer) er der flere kystnære stationer (muslinger)

og åbent vands stationer (fisk). I alt er der data fra 80 vandområder, heraf 77 i de kyst-

nære vandområder. Der er pt. ikke nogen vurdering af, hvilke koncentrationsniveauer i

biota, der kan indikere skader på kvalitetselementerne.

Figur 8.2. Vandområder hvor der er data for sediment MFS. Hvid: Ingen data om presfaktoren (ingen prøvetagning i 2010-17); Gul:

Data for området men presfaktoren ikke tilstede; Lysegrøn: Presfaktoren tilstede men med for få data til analyse og; Mørkegrøn:

Presfaktoren tilstede og med potentielt tilstrækkeligt med data til at indgå i en analyse, evt. på tværs af vandområder (mindst to sedi-

ment prøver udtaget i 2010-2015, som kan vurderes overfor MKK).

8.6 Konklusion

MFS-effekt på kvalitetselementerne er gennemgået ovenfor, hvor vi har sammenholdt

danske sediment EQS-værdier og sediment moniteringsdata. Desuden har vi gennem-

gået den videnskabelige litteratur. Vi fandt, at antracen (i gennemsnit) og naphtalen (ved

max koncentration) overskrider deres sediment EQS-værdi i enkelte områder og dermed

repræsenterer en mulig effekt i havmiljøet. Nonylphenoler er også i mange områder

over kvalitetskravene, hvorimod octylphenol og metallerne kun i enkelte områder er

over de danske kvalitetskrav. Der er en lang række prioriterede stoffer og stoffer i over-

vågningen, som ikke har en sediment EQS-værdi. Det er vigtigt at pointere, at overskri-

delse af EQS-værdier ikke i sig selv medfører en effekt på et eller flere kvalitetselemen-

ter, og der er generelt set er få dokumenterede effekter ved de koncentrationsniveauer (i

sedimentet), der findes i vandområderne. For vurderingen af indflydelsen på kvalitets-

elementerne mangler endvidere målinger af de stoffer som kunne være relevante i vand-

fasen, da monitering kun foregår i sedimentet og biota. Nogle stoffer har enten EU

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

og/eller danske EQS vandværdier, men disse er kun sammenlignelige med sediment-

koncentrationer efter en ligevægtsberegning mellem vandfasen og sedimentet (EqP mo-

dellering).

MFS har forventeligt mulige direkte og indirekte effekter på kvalitetsparametre, men vi

ved også, at der er stor variation i disse potentielle effekter, samt at der er mangel på

data og viden om marine økosystemeffekter af MFS og herunder specifikt dokumenta-

tion for effekter på kvalitetselementerne. Fordi MFS har potentielle effekter er de om-

fattet af VRD. De er imidlertid primært reguleret i relation til kemisk tilstand og ikke til

økologisk tilstand, som bruger kvalitetselementerne til at etablere tilstandsvurderinger.

På den baggrund og uden hermed at frikende MFS for effekter i de marine økosystemer,

er det konklusionen, at der ikke på nuværende tidspunkt er viden eller datagrundlag for

at lade MFS indgå i analyser i 3. generations vandplaner, hvad angår effekter på kvali-

tetselementerne (tabel 8.3). Vi vurderer, at TBT potentielt kan have en effekt på bund-

fauna og at der kan være et tilstrækkelig datagrundlag for en analyse. Imidlertid er TBT

under udfasning og der kan konstateres faldende koncentrationer i både sediment og

biota. I lyset heraf vurderer vi ikke, at en analyse vil kunne resultere i relevante indsats-

behov i 3. generationsvandplaner.

Tabel 8.3. MFS’ egnethed til at indgå i analyser vedrørende 3. generations vandplaner. Egnethed er angivet for hvert kvalitetsele-

ment og samlet ved brug af følgende skala 1-5: 1) Påvirkningsmekanisme kan ikke dokumenteres; 2) Påvirkningsmekanisme doku-

menteret, men ingen potentiel væsentlig effekt i danske farvande på vandområdeniveau; 3) Potentiel væsentlig effekt, men ikke da-

tagrundlag for egentlige analyser; 4) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i få (<10) vandområder; 5)

Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i de mange vandområder

Presfaktor

Metaller

Pesticider

Biocider

PAH’er

PCB’er

TBT

Fytoplankton

Kvalitetselementer

Ålegræs

Makroalger

Bundfauna

Støtteparametre

Iltforhold

Sigtdybde

8.7 Referencer

Tornero V & Hanke G. (2016). Chemical contaminants entering the marine environment from sea-based

sources: A review with a focus on European seas. Marine Pollution Bulletin 112: 17-38.

Vorkamp K & Sanderson H. (2016). European Environmental Quality standards (EQS) variability study.

Scientific report No 198, 2016, DCE.

EU (2011). Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive (2000/60/EC). Guidance

Document No. 27 Technical Guidance For Deriving Environmental Quality Standards. https://circabc.eu-

ropa.eu/sd/a/0cc3581b-5f65-4b6f-91c6-433a1e947838/TGD-EQS%20CIS-

WFD%2027%20EC%202011.pdf

EEA (2015). State of the Environment report https://www.eea.europa.eu/soer

DCE (2014). Danmarks Natur- og Miljøtilstandsrapport 2014: http://mst.dk/service/nyheder/nyhedsar-

kiv/2014/jul/to-nye-rapporter-beskriver-miljoeets-tilstand-samt-stoerre-politiske-initiativer-paa-miljoeom-

raadet-de-seneste-aar/)

Hansen J.W. (red.) 2018: Marine områder 2016. NOVANA. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for

Miljø og Energi, 140 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 253

http://dce2.au.dk/pub/SR253.pdf.

Zhang, C., Yu, Z. G., Zeng, G. M., Jiang, M., Yang, Z. Z., Cui, F., Hu, L. (2014). Effects of sediment geo-

chemical properties on heavy metal bioavailability. Environment International 73: 270-281.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

10.

11.

12.

13.

14.

15.

16.

17.

18.

19.

20.

21.

22.

23.

24.

25.

26.

27.

28.

29.

30.

31.

32.

33.

Wang, W. X. (2002). Interactions of trace metals and different marine food chains. Marine Ecology Progress

Series 243: 295-309.

Mayer-Pinto, M., Johnston, E. L., Hutchings, P. A., Marzinelli, E. M., Ahyong, S. T., Birch, G., Hedge, L.

H. (2015). Sydney Harbour: a review of anthropogenic impacts on the biodiversity and ecosystem function

of one of the world's largest natural harbours. Marine and Freshwater Research 66 (12): 1088-1105.

Sanchez-Quiles, D., Marba, N., & Tovar-Santhez, A. (2017). Trace metal accumulation in marine macro-

phytes: Hotspots of coastal contamination worldwide. Science of the Total Environment 576: 520-527.

Wan, M. T. (2013). Ecological risk of pesticide residues in the British Columbia environment: 1973-2012.

Journal of Environmental Science and Health Part B-Pesticides Food Contaminants and Agricultural Wastes

48 (5): 344-363.

Pisa, L. W., Amaral-Rogers, V., Belzunces, L. P., Bonmatin, J. M., Downs, C. A., Goulson, D., Wiemers,

M. (2015). Effects of neonicotinoids and fipronil on non-target invertebrates. Environmental Science and

Pollution Research 22 (1): 68-102.

Rawlins, B. G., Ferguson, A. J., Chilton, P. J., Arthurtons, R. S., & Grees, J. G. (1998). Review of agricul-

tural pollution in the Caribbean with particular emphasis on small island developing states. Marine Pollution

Bulletin 36 (9): 658-668.

Havens, K. E., & Hanazato, T. (1993). Zooplankton community responses to chemical stressors - a compari-

son of results from acidification and pesticide contamination research. Environmental Pollution 82 (3): 277-

288.

Kattwinkel, M., Liess, M., Arena, M., Bopp, S., Streissl, F., & Rombke, J. (2015). Recovery of aquatic and

terrestrial populations in the context of European pesticide risk assessment. Environmental Reviews, 23(4),

382-394.

Scarlett, A., Donkin, P., Fileman, T. W., & Morris, R. J. (1999). Occurrence of the antifouling herbicide,

Irgarol 1051, within coastal-water seagrasses from Queensland, Australia. Marine Pollution Bulletin 38 (8):

687-691.

Chesworth, J. C., Donkin, M. E., & Brown, M. T. (2004). The interactive effects of the antifouling herbi-

cides Irgarol 1051 and Diuron on the seagrass Zostera marina (L.). Aquatic Toxicology, 66(3), 293-305.

Gatidou, G., & Thomaidis, N. S. (2007). Evaluation of single and joint toxic effects of two antifouling bio-

cides, their main metabolites and copper using phytoplankton bioassays. Aquatic Toxicology 85 (3): 184-

191.

Amara, I., Miled, W., Ben Slama, R., & Ladhari, N. (2018). Antifouling processes and toxicity effects of

antifouling paints on marine environment. A review. Environmental Toxicology and Pharmacology 57: 115-

130.

Hjorth, M., Vester, J., Henriksen, P., Forbes, V., & Dahllof, I. (2007). Functional and structural responses of

marine plankton food web to pyrene contamination. Marine Ecology Progress Series 338: 21-31.

Bakke, T., Klungsoyr, J., & Sanni, S. (2013). Environmental impacts of produced water and drilling waste

discharges from the Norwegian offshore petroleum industry. Marine Environmental Research 92: 154-169.

Arana, H. A. H., Warwick, R. M., Attrill, M. J., Rowden, A. A., & Gold-Bouchot, G. (2005). Assessing the

impact of oil-related activities on benthic macroinfauna assemblages of the Campeche shelf, southern Gulf

of Mexico. Marine Ecology Progress Series 289: 89-107.

Finkelstein, K., Beckvar, N., & Dillon, T. (2017). Benthic injury dose-response models for polychlorinated

biphenyl-contaminated sediment using equilibrium partitioning. Environmental Toxicology and Chemistry

36 (5): 1311-1329.

Petersen, S., & Gustavson, K. (2000). Direct toxic effects of TBT on natural enclosed phytoplankton at am-

bient TBT concentrations of coastal waters. Ecotoxicology 9 (4): 273-285.

Matthiessen, P., & Law, R. J. (2002). Contaminants and their effects on estuarine and coastal organisms in

the United Kingdom in the late twentieth century. Environmental Pollution 120 (3): 739-757.

Gosset, A., Ferro, Y., & Durrieu, C. (2016). Methods for evaluating the pollution impact of urban wet

weather discharges on biocenosis: A review. Water Research 89: 330-354.

Short, F. T., & Wyllie-Echeverria, S. (1996). Natural and human-induced disturbance of seagrasses. Envi-

ronmental Conservation 23 (1): 17-27.

Cloern, J. E. (1996). Phytoplankton bloom dynamics in coastal ecosystems: A review with some general les-

sons from sustained investigation of San Francisco Bay, California. Reviews of Geophysics 34 (2): 127-168.

Ho, K. T., & Burgess, R. M. (2013). What's causing toxicity in sediments? Results of 20 years of toxicity

identification and evaluations. Environmental Toxicology and Chemistry, 32 (11): 2424-2432.

Strain, E. M. A., Thomson, R. J., Micheli, F., Mancuso, F. P., & Airoldi, L. (2014). Identifying the interact-

ing roles of stressors in driving the global loss of canopy-forming to mat-forming algae in marine ecosys-

tems. Global Change Biology, 20(11): 3300-3312

Fleeger, J. W., Carman, K. R., & Nisbet, R. M. (2003). Indirect effects of contaminants in aquatic ecosys-

tems. Science of the Total Environment, 317(1-3): 207-233.

Statzner, B., & Beche, L. A. (2010). Can biological invertebrate traits resolve effects of multiple stressors on

running water ecosystems? Freshwater Biology 55: 80-119

Johnston, E.L. Mayer-Pinto, M. Crowe T.P. (2015). Review. Chemical contamination effects on marine eco-

system functioning. Journal of Applied Ecology 52: 140-149.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

34.

35.

36.

37.

38.

39.

40.

41.

42.

43.

44.

45.

46.

47.

48.

49.

50.

51.

52.

53.

Lofrano, G., Liberlato, G., Alfieri A., Caroutenuto M. (2016). Metals and tributyltin sediment contamination

along the Southeastern Tyrrhenian sea coast. Chemosphere 144: 399-407.

EU havstrategi (http://ec.europa.eu/environment/marine/good-environmental-status/descriptor-

8/index_en.htm)

Jarvis TA & GK. Bielmyer-Fraser (2015). Accumulation and effects of metal mixtures in two seaweed spe-

cies. Comparative Biochemistry and Physiology, Part C. 171: 28-33.

Cocci P., Mosconi G., Bracchetti L., Nalocca JM., Frapiccini E., Marini M., Caprioli G., Sagratini G., Pa-

lermo FA. (2018). Investigating the potential impact of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and poly-

chlorinated biphenyls (PCBs) on gene biomarkers expression and global DNA methylation in loggerhead sea

turtles (Caretta

caretta)

from the Adriatic Sea. Science of the Total Environment, 619-620, 49-57.

Lauze JF & Hable WE. (2017). Impaired growth and reproductive capacity in marine rockweeds following

prolonged environmental contaminant exposure. Botanica Marina 60(2): 137-148.

Nayar S, Goh BPL, Chou LM (2004). Environmental impact of heavy metals from dredged and resuspended

sediments on phytoplankton and bacteria assessed in in situ mesocosms. Ecotoxicol Environ Saf. 2004; 59:

349–369. doi:10.1016/j.ecoenv.2003.08.015

Sahlin, S og Ågerstrand M. (2018) Tributyltin - TBT sediment EQS derivation. ACES report 29. Stockholm

University

Vogt Elm Nidek HFAm Vinagre AS (2018). Effect of Organotins on Crustaceans: Update and Perspective."

Frontiers in Endocrinology 9, artikel 65.

Sánchez-Bayo F (2006). Comparative acute toxicity of organic pollutants and reference values for

crustaceans. I. Branchiopoda, Copepoda and Ostracoda Environmental Pollution 139: 385-420.

Oug E, Fleddum A, Rygg, B, Olsgard, F (2012). Biological traits analyses in the study of pollution gradients

and ecological functioning of marine soft bottom species assemblages in a fjord ecosystem. Journal of

Experimental Marine Biology and Ecology 432–433: 94–105.

Piló D, Ben-Hamadou R, Pereira F, Carric A

Pereira P, Corzo A, Gaspar MB, Carvalho S (2016). How

functional traits of estuarine macrobenthic assemblages respond to metal contamination? Ecological

Indicators 71: 645–659.

Schweikert K, Burritt D (2012). The organophosphate insecticide Coumaphos induces oxidative stress and

increases antioxidant and detoxification defences in the green macroalgae Ulva pertusa. Aquatic Toxicology

122–123: 86–92.

Pereir P, de Pablo H, Rosa-Santos F, Pacheco M, Vale C (2009). Metal accumulation and oxidative stress in

Ulva

sp. substantiated by response integration into a general stress index. Aquatic Toxicology 91 336–345

Miljø- og Fødevareministeriet. Bekendtgørelse om fastlæggelse af miljømål for vandløb, søer,

overgangsvande, kystvande og grundvand. BEK nr 1625 af 19/12/2017.

https://www retsinformation.dk/Forms/R0710.aspx?id=196701

Strand J, Jacobsen JA (2002). Imposex in two sublittoral neogastropods from the Kattegat and Skagerrak:

the common whelk Buccinum undatum and the red whelk Neptunea antiqua. Marine Ecology Progress

Series 244: 171-172.

Finnegan C, ryan D, Enright AM, Garcia-Cabellos G (2018). A review of strategies for the detection and

remediation of organotin pollution. Critical reviews in environmental science and technology 48: 77–118.

EU (2000). Europa-Parlamentets og Rådets Direktiv 2000/60/EF af 23. oktober 2000 om fastlæggelse af en

ramme for Fællesskabets vandpolitiske foranstaltninger. https://eur-lex.europa.eu/legal-

content/DA/TXT/?uri=CELEX:32000L0060)

EU (2008). Europa-Parlamentets og Rådets Direktiv Direktiv 2008/105/EU af 16. december 2018 om

miljøkvalitetskrav inden for vandpolitikken, om ændring og senere ophævelse af Rådets direktiv

82/176/EØF, 83/513/EØF, 84/156/EØF, 84/491/EØF og 86/280/EØF og om ændring af Europa-

Parlamentets og Rådets direktiv 2000/60/EF. https://eur-lex.europa.eu/legal-

content/DA/TXT/PDF/?uri=CELEX:32008L0105&from=EN

EU (2013). Europa-Parlamentets og Rådets Direktiv 2013/39/EU af 12. august 2013 om ændring af direktiv

2000/60/EF og 2008/105/EF for så vidt angår prioriterede stoffer inden for vandpolitikken. https://eur-

lex.europa.eu/legal-content/DA/TXT/PDF/?uri=CELEX:32013L0039&from=EN

EU (2014). Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive (2000/60/EC) Guidance

Document No. 32 on biota monitoring (the implementation of EQS-biota) under the Water framework

Directive. Technical Report - 2014 – 083. ISBN 978-92-79-44634-4, doi: 10.2779/833200.

(https://circabc.europa.eu/sd/a/62343f10-5759-4e7c-ae2b-12677aa57605/Guidance%20No%2032%20-

%20Biota%20Monitoring.pdf)

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

9. Invasive arter

Ikke-hjemmehørende arter, eller Non-indigenous species (NIS), er defineret som arter

der ved hjælp af menneskelig aktivitet (direkte eller indirekte) findes uden for deres op-

rindelige/naturlige udbredelsesområde [1, 2]. En invasiv art kan defineres som en intro-

duceret art, der enten har spredt sig hastigt i en ny region, hvor den har etableret store

bestande, eller har haft “skadelige” effekter på oprindelige arter og det modtagende øko-

system. Invasive arter udgør således en delmængde af de ikke-hjemmehørende arter.

Ofte benytter forskere den første og forvaltere den anden definition. Uanset oprindelse

og definitionsforskelle er det dokumenteret, at NIS/invasive arter generelt kan medføre

alvorlige økologiske, økonomiske og kulturelle konsekvenser i de modtagne miljøer.

Indførelsen af NIS i marine miljøer anses derfor globalt som en trussel mod naturlige

habitater og der er indført flere tiltag i den danske og internationale lovgivning for at re-

ducere tilførslen og effekter af NIS/invasive arter.

En kvantitativ analyse fra 2016 [3] baseret på marine overvågningsdata samt dokumen-

terede indberetninger via artikler og rapporter fra 1980’erne til 2014 viste en stigning i

antal observerede NIS fra 21 siden begyndelsen af 1980erne til 85 NIS i 2014. Af de nu-

værende ca. 85 NIS er 63 arter observeret i forbindelse med overvågningsprogrammerne

og registreret i moniteringsdatabaserne, mens de resterende 22 NIS er observeret og do-

kumenteret i andre sammenhænge. Den kvantitative analyse viste, at NIS i nogle områ-

der har medført ganske markante ændringer i strukturen af de oprindelige plante- og dy-

resamfund. Hvis man ser bort fra regionale forskelle, er den største forandring sket i fy-

toplankton, hvor NIS bidrager med en ændring på ca. 10% af similariteten (lighed i arts-

sammensætning) i samfundet. Til sammenligning er det landsdækkende bidrag 5, 4 og

2% for blødbundsfauna, makroalger og zooplankton. Disse tal dækker over store regio-

nale og sæsonmæssige variationer, hvor NIS lokalt kan blive altdominerende.

Med den forvaltningsmæssige definition af invasive arter introduceres begreber som

”skadelige effekter” og ”ikke-ønskede arter”, som ikke kan afledes direkte af videnska-

belige data, men kræver etiske, moralske, økonomiske, kulturelle og politiske argumen-

ter. En introduceret art kan også have forskelligartede effekter på oprindelige arter og

systemer [2]. Som et eksempel indgår butblæret sargassotang ikke kun i begrænsende

biologiske vekselvirkninger (konkurrence, prædation, parasitisme) med den oprindelige

flora og fauna, men også i udviklende vekselvirkninger (mutualisme, facilitering, sym-

biose) [4] og kan påvirke lokale næringssaltkredsløb [5]. Vekselvirkningerne mellem

NIS og kvalitetselementerne i VRD er derfor heller ikke nødvendigvis ens for de en-

kelte kvalitetselementer. Uanset på hvilken måde effekten af NIS/invasive arter kan ka-

rakteriseres i forhold til kvalitetselementerne og støtteparametrene, vil de dog være en

presfaktor, der potentielt skal tages i betragtning ved definition af indsatsbehov i de til-

fælde, hvor der kan dokumenteres en påvirkningsmekanisme og en betydende effekt.

Det bør dog bemærkes, at i det stadie hvor NIS bliver invasive kan det være svært at

konkludere om årsag og virkning i forhold til andre presfaktorer – altså om invasionen i

sig selv er en presfaktor, eller den er forårsaget af andre presfaktorer (fx dårlige iltfor-

hold, lav sigtdybde), der har påvirket de oprindelige arter negativt og dermed givet

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

plads til dominans af en NIS. En lang række af arterne på listerne over NIS/invasive ar-

ter har enten ikke forventelige effekter på kvalitetselementerne eller støtteparametrene,

forekommer i så lave tætheder, at de ikke kan forventes at have en betydende effekt el-

ler også er datagrundlaget, der kan afgøre en effekt, ikke tilstede. Nedenfor beskrives i

generelle termer forventede effekter af forskellige typer af NIS.

9.1 Plankton

Generelt vurderes NIS fytoplankton til ikke at have en betydning for hverken kvalitets-

elementerne eller deres støtteelementer. En potentiel undtagelse er

Pseudochattonella

farcimen,

der danner tidlige forårsopblomstringer [6], som kan “rykke” klorofyl forårs-

maksimum frem, hvilket ultimativt opbruger det tilgængelige kvælstof således, at ek-

sempelvis kiselalgernes forårsopblomstring reduceres. I [7] blev der imidlertid ikke fun-

det signifikante afvigelser i kiselalgernes forårsbiomasse på trods af tidsligt sammenfal-

dende store forekomster af

P. farcimen.

Samme år var der endvidere gennemsnitligt la-

vere udbredelse af iltsvind [8] i områder, hvor

P. farcimen

havde blomstret, og dermed

ikke en kobling mellem opblomstringen og afledede miljøeffekter som iltsvind. Måske

derfor er det ikke underligt, at der generelt ikke er rapporteret masseforekomster af NIS

fytoplankton, der kan kædes til ændringer i kvalitetselementerne eller støtteparametrene.

Dertil kommer, at opblomstringer af alle fytoplanktonarter vil være betinget af tilførsel

af næringsstoffer fra land. Det skønnes, at NIS zooplankton ikke har nogen betydende

effekt på kvalitetselementerne med undtagelse af den amerikanske ribbegople

Mnemiopsis leidyi.

Ribbegoplen æder zooplankton og kan derfor lede til en reduktion af

dyreplankton. Mindre dyreplankton kan lede til øgede klorofylmængde, hvilket igen vil

lede til en række af biologiske kaskade-effekter så som mindre sigtedybde og øget ilt-

svind. Den amerikanske ribbegople er en meget effektiv invasiv art, da den både har

meget hurtig vækst, stort reproduktionspotentiale, kort generationstid og er meget tole-

rant over for forskellige miljøforhold (saltholdighed, temperatur, ilt). Studier viser, at

der kan findes meget store mængder af dem i de indre danske farvande, hvor de nu fore-

kommer hvert år. Vi har derfor valgt at bruge amerikansk ribbegople som illustrativ for

NIS plankton-arter.

9.2 Makroalger

NIS makroalger har potentielt samme egenskaber som andre makroalger, fx kan op-

blomstring af opportunistiske arter have en negativ effekt på de lokale miljøer i form af

fx udskygning af mindre og langsommere voksende alger [9], dårlige iltforhold når al-

gerne rådner og udkonkurrering af andre alger på grund af manglede substrat [10]. Op-

hobning af dødt organisk materiale fra rådnende makroalger kan desuden bidrage til

puljen af let nedbrydeligt partikulært organisk stof, som ved bølgepåvirkning, kan

hvirvles op i vandsøjlen, hvorved sigtbarheden nedbringes. På den anden side kan NIS

makroalger bidrage til de kystnære økosystemer som levesteder og føde for fisk og en

lang række invertebrater som igen danner fødegrundlag for mange fisk og havpattedyr

[fx 11]. Dermed har NIS makroalger ikke altid afledte effekter på andre økosystemkom-

ponenter. I denne analyse har vi valgt butblæret sargassotang som illustrativ for invasive

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

makroalger. Sargassotang har flere invasive karaktertræk, omfattende hurtig vækst, stort

spredningspotentiale, høj konkurrenceevne og robusthed over for miljøforhold (tempe-

ratur, lys og næring) som typisk stresser og begrænser andre makroalger [12]. På lands-

plan er sargassotang den hyppigst forekommende (baseret på abundans) NIS makroalge

[3] og arten er uden tvivl den invasive makroalge vi ved mest om (udbredelse og bio-

logi) i tempererede farvande [3, 10, 12].

9.3 Bentiske filtratorer

Blandt de bentiske invertebrater på listen over NIS/invasive arter optræder der filtre-

rende søpunge, muslingearter og snegle. Sådanne bentiske filtratorer kan i store fore-

komster nedgræsse fytoplankton i vandsøjlen i lavvandede fjordområder [13, 14] og

dermed påvirke kvalitetselementet fytoplankton. Bentiske filtratorer vil også kunne på-

virke artssammensætningen i bundfaunasamfund ved fx at udkonkurrere andre arter i

kampen om plads. Den samme effekt kan potentielt også ses for ålegræs, hvor nedslag

af de invasive arter sker i så store tætheder, at det påvirker fx frøspiring/vegetativ for-

mering eller hvis arterne er epibentiske og bruger ålegræsbladene som substrat i en grad,

så det påvirker ålegræssets vækst og overlevelse gennem udskygning. En del af NIS-ar-

terne har været i danske farvande i flere hundrede år, fx sandmusling (Mya

arenaria),

og kan nu næppe karakteriseres som invasive. I denne analyse har vi anvendt stillehavs-

østers som illustrativ for invasive bentiske filtratorer. Stillehavsøsters har flere invasive

karaktertræk omfattende hurtig vækst, stort spredningspotentiale, høj konkurrenceevne

og robusthed over for miljøforhold (temperatur, saltholdighed, udtørring) og den er i

flere habitater i direkte konkurrence om pladsen med hjemmehørende, stationære benti-

ske organismer.

Der er ikke medtaget andre bundfauna NIS-arter i analysen. Denne beslutning er be-

grundet i to forhold: i) Det vurderes ikke, at de resterende NIS bundfauna arter vil have

betydende effekt på andre kvalitetselementer end bundfauna; ii) For kvalitetselementet

bundfauna vil de nuværende NIS bundfauna forekomster i de danske farvande [3]

næppe kunne ændre klassifikationen af kvalitetselementet bundfauna, fordi tilstedevæ-

relsen af enkelte arter betyder relativt lidt. For at NIS skal kunne påvirke DKI, kræver

det, at deres tilstedeværelse ændrer enten samfundets diversitet eller følsomhed overfor

eutrofiering og forurening. Så længe NIS ikke er invasiv, vil den, hvis den registres i

bundfaunamoniteringen, ofte bidrage positivt til diversiteten (om end marginalt). I de

fleste tilfælde vil man dog forvente at ændringen er neutral, da NIS arter ofte vil have de

samme tilpasninger mht. følsomhed som den oprindelige fauna på stedet. I de tilfælde,

hvor en NIS-art bliver invasiv og dominerer hele bundfaunasamfundet, vil det kunne

medføre en reduktion i diversiteten. Et af de få tilfælde hvor dette er sket er i Odense

Fjord, hvor havbørsteormen

Marenzelleria sp.

i nogle områder har erstattet den tidligere

dominerende sandorm (Arenicola

marina).

Om dette har medført en bedre eller dårli-

gere klassifikation af tilstanden i fjorden er uvist og det kan ikke afgøres om det har haft

en effekt på vandområdeniveau. Men da sandormen er klassificeret i AMBI følsomheds-

kategori III og

Marenzelleria sp.

i kategori II, ville man alt andet lige forvente en margi-

nal forbedring af DKI indekset i de områder, hvor

Marenzelleria sp.

erstatter sandorm.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

9.4 Fisk

Flere fisk optræder som ikke-hjemmehørende i danske farvande, men kun én af disse

har status som invasiv, og det er den sortmundede kutling (Neogobius

melanostomus)

[15]. Den blev første gang observeret i danske farvande ved Bornholm i 2008, og året

efter i Smålandsfarvandet. Herfra har arten spredt sig langs kysten, og ses nu så langt

nordpå som København og hele vejen rundt om Bornholm, og det forventes, at den de

næste år spreder sig videre nordpå ind i Kattegat området. Sortmundet kutling er en

bundlevende fisk, som under gunstige forhold kan optræde i store tætheder, den har et

stort spredningspotentiale, høj konkurrenceevne om føde og plads, stor tolerance over-

for varierende miljøforhold (temperatur, saltholdighed, ilt), højt reproduktivt output,

samt en bred diæt. I hele dens udbredelsesområde er der berettet om negativ indflydelse

på hjemmehørende fiskearter, samt effekter på bundfauna. Vi har derfor valgt at bruge

sortmundet kutling som illustrativ for NIS fiskearter.

Til analysen af invasive arter som presfaktorer er således udvalgt amerikansk ribbego-

ple, sargassotang, stillehavsøsters og sortmundet kutling.

9.5 Referencer

IUCN (2000) IUCN Guidelines for the Prevention of Biodiversity Loss caused by Alien Invasive Species.

Fifth Meeting of the Conference of the Parties to the Convention on Biological Diversity. Nairobi, Kenya

15-26 May 2000.

Thomsen, M.S., Stæhr, P.A., Wernberg, T., Krause-Jensen, D., Josefson, A.B. & Tendal O.S. (2008) Intro-

ducerede dyr og planter i Danmark. Naturens Verden 6: 10–18.

Stæhr P.A., Jakobsen H.H., Hansen J.L.S., Andersen P., Storr-Paulsen M., Christensen J., Lundsteen S.,

Göke C., Carausu M.-C. (2016). Trends in records and contribution of nonindigenous species (NIS) to biotic

communities in Danish marine waters. Aarhus University, DCE – Danish Centre for Environment and En-

ergy, 44 pp. Scientific Report from DCE – Danish Centre for Environment and Energy No. 179.

Wernberg T., Thomsen M.S., Staehr P.A. and Pedersen M.F. (2004) Epibiota communities of the introduced

and indigenous macroalgal relatives Sargassum muticum and Halidrys siliquosa in Limfjorden (Denmark).

Marine Biology. Helgoland Marine Research. 58:154-161.

Pedersen M.F, Stæhr P.A., Wernberg T and Thomsen M. (2005) Biomass dynamics of exotic Sargassum

muticum and native Halidrys siliquosa in Limfjorden, Denmark-Implications of species replacements on

turnover rates. Aquatic Botany 83:31-47.

Olenina, I., Wasmund, N., Hajdu, S., Jurgensone, I., Gromisz, S., Kownacka, J., Toming, K., Vaiciute, D.,

and Olenin, S. (2010). Assessing impacts of invasive phytoplankton: The Baltic Sea case. Marine Pollution

Bulletin 60(10):1691-1700.

Storm, L. M., Carstensen, J., Møller, E. F., Jakobsen, H. H., and Henriksen, P. (2012). “Marine områder

2011”, NOVANA. Hansen, J.W. (Ed.), Aarhus Universitet, Aarhus. pp. 49-59.

Hansen, J.W., Carstensen,J. (2012). “Marine områder 2011”, NOVANA. Hansen, J.W. (Ed.), Aarhus Uni-

versitet, Aarhus. pp. 60-65.

Valiela, I., McClelland, J., Hauxwell, J., Behr, P.J., Hersh, D and Foreman, K. (1997). Macroalgal blooms in

shallow estuaries: Controls and ecophysiological and ecosystem consequences. Limnology and Oceanogra-

phy 42:1105-1118.

Stæhr, P. A., Pedersen, M. F., Thomsen, M. S., Wernberg, T., & Krause-Jensen, D. (2000). Invasion of Sar-

gassum muticum in Limfjorden (Denmark) and its possible impact on the indigenous macroalgal commu-

nity. Marine Ecology Progress Series, 207, 79-88.

Dahl, K., Stenberg, C., Lundsteen, S., Støttrup, J., Dolmer, P., & Tendal, O.S. (2009): Ecology of Læsø

Trindel - A reef impacted by extraction of boulders. National Environmental Research Institute, Aarhus Uni-

versity. 48 pp. - NERI Technical Report No. 757.

Engelen, A. H., Serebryakova, A., Ang, P., Britton-Simmons, K., Mineur, F., Pedersen, M. F., Santos, R.

(2015). Circum global invasion by the brown seaweed

Sargassum muticum.

In R. N. Hughes, D. J. Hughes,

I. P. Smith, & A. C. Dale (Eds.), Oceanography and Marine Biology: An Annual Review, Vol 53 (Vol. 53,

pp. 81-126).

10.

11.

12.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

13.

14.

15.

Petersen, J.K., J.W. Hansen, M.B. Laursen, P. Clausen, J. Carstensen & D.J. Conley 2008: Regime shift in a

coastal marine ecosystem. Ecol. Appl. 18 (2): 497-510.

Petersen, J.K., M. Maar, F. Møhlenberg & J.E.N. Larsen 2012. Benthic grazing impact: coupling and uncou-

pling in relation to physical forcing. Mar. Ecol. Prog. Ser. 463: 127-139.

Carl, H., Behrens, J., & Møller, P. R. (2016). Statusrapport vedr. udbredelsen af ikke-hjemmehørende fiske-

arter i danske kystvande (2016). Statens Naturhistoriske Museum.

Foto Jane Behrens.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

10. Amerikansk ribbegople

10.1 Teoretisk påvirkningsmekanisme

Amerikansk ribbegople

Mnemiopsis leidyi

er den eneste i sin slægt, men har et meget

variabelt udseende (polymorf). Amerikansk ribbegople har mange karaktertræk, der

kendertegner en invasiv art så som hurtig vækst, stort spredningspotentiale, hermafrodit

med mulighed for selvbefrugtning, bred byttedyrs niche, høj frugtbarhed, kort generati-

onstid, høj konkurrenceevne og høj tolerance over for miljøforhold som temperatur,

saltholdighed og ilt. Desuden har den meget få fjender i de områder den invaderer

(opsummeret i [1]). Amerikansk ribbegople lever primært af dyreplankton og fiskeyngel

[2], og da de kan forekomme i meget store tætheder, kan deres samlede fødeoptagelse

påvirke hele fødenettet. Når ribbegoplerne spiser dyreplanktonet, reduceres den pelagi-

ske græsning af fytoplankton, hvilket kan lede til øgede fytoplankton biomasser, hvilket

videre kan medføre en række biologiske kaskadeeffekter så som reduceret lysmængde

(lavere sigtedybde), udskygning af ålegræs og makroalger og iltsvind, der ultimativt vil

påvirke bundfaunaens livsvilkår. Dette er ekstra alvorligt i områder, der i forvejen er på-

virket af næringsstoffer (eutrofiering), hvor goplerne dermed forstærker effekten af eut-

rofiering. Ribbegoplen er endvidere meget tolerant overfor lave iltkoncentrationer sam-

menlignet med konkurrenter og byttedyr [3,4].

Mnemiopsis

kan også periodevis øge næ-

ringssaltkoncentrationer ved udskillelse, dvs. regenerere næringsstofferne, og dermed

stimulere primærproduktionen og klorofyl-koncentrationen [5]. Ribbegoplen kan æde

planktoniske larver af bundfaunaen og kan dermed potentielt også direkte have en effekt

på bunddyrene især i kystnære områder, hvor store forekomster af amerikansk ribbego-

ple kan findes. Prædationen på forskellige byttedyr varierer og amerikansk ribbegople

kan potentielt ændre sammensætningen af såvel dyre- som planteplankton og bundfauna

[6].

10.2 Dokumenteret påvirkning

Amerikansk ribbegople kommer oprindeligt fra den amerikanske Atlanterhavskyst og

har i flere omgange invaderet nye områder [6], hvor invasionen har ført til dramatiske

konsekvenser for økosystemet i blandt andet Sortehavet i 1980’erne [7] og senere i

1990’erne, hvor den invaderede det Kaspiske Hav [7, 8]. I 2006 blev ribbegoplen første

gang set i Nordeuropa, hvor den havde spredt sig til både Nordsøen og den vestlige og

centrale Østersø [1] og i 2007 i Limfjorden, hvor der var masseforekomst [9] og hvor

den nu forekommer årligt fra midt på sommeren til sidst på året [10].

Masseforekomster af amerikansk ribbegople kan bestå af både voksne individer og lar-

ver. Larver og voksne individer er morfologisk forskellige og har dermed også forskel-

lige fødeoptagelsesmekanismer. Som larver er nano- og mikroplankton (eksempelvis ci-

liater) den vigtigste fødekilde og som voksen æder den et bredt udvalg af zooplankton,

dog primært mesozooplankton. Når de voksne individer æder vandlopperne, øges

mængden af vandloppernes bytte så som ciliater. Derved øges den tilgængelig mængde

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

af føde for larverne, der således øger væksten [11, 1]. Dette gør, sammen med ribbego-

plens andre karaktertræk, at der på meget kort tid kan komme rigtig mange individer og

dermed et yderligere øget prædationstryk på zooplankton, med konsekvenser for flere

niveauer i fødekæden. Stort prædationstryk fra amerikansk ribbegople på dyreplankton

er dokumenteret i Atlanten og i nogle af de områder, ribbegoplen har invaderet [9] in-

klusive Sverige [12], Danmark [13] og det Kaspiske hav [8]. Undersøgelser i Limfjor-

den bekræfter ikke bare tilstedeværelsen af amerikansk ribbegople, men også at den i

perioder findes i store mængder. Når antallet af amerikansk ribbegople har været på sit

højeste i Limfjorden (august/september), har der i perioder været flere end målt i Sorte-

havet i 1989, hvor store forekomster af ribbegoplen medførte en voldsom nedgang i dy-

replankton og planktivore fisk og dermed et kollaps i økosystemet [2] og den har haft

stor prædationseffekt på zooplankton, især i Skive Fjord [13].

Når ribbegoplen æder dyreplanktonet kan det lede til øget fytoplankton koncentrationer,

hvilket igen vil lede til en række af biologiske kaskadeeffekter. Dette er dokumenteret

på den svenske vestkyst over en 8-årig periode (2007-2015), hvor forekomst og antal af

amerikansk ribbegople blev undersøgt. Ved at sammenligne sammensætningen af

plankton i år uden forekomst af amerikansk ribbegople med år hvor den har været talrig,

har man fået indblik i kaskadeeffekterne ved masseforekomster. Her var klorofylkon-

centrationen højere i år med masseforekomster af amerikansk ribbegople – til trods for

at primærproduktionen var uændret [13]. Lignende effekter er også set i det Kaspiske

Hav, hvor prøvetagninger findes for en længere periode [8, 6] og det er også påvist på

forsøgsniveau i storskala forsøg (mesocosms) [14, 11]. Lignede effekter er også påvist

for goplen

Aurelia aurita

i Skive Fjord i Limfjorden [15]. Denne mekanisme er ikke un-

dersøgt for amerikansk ribbegople i danske farvande. De data, der findes fra Skive

Fjord i 2009, viser et lignende scenarie, men det er dog ikke dokumenteret, at den øgede

mængde fytoplankton her skyldtes ribbegoplerne og det er heller ikke muligt at konklu-

dere ud fra et enkelt år [16].

Udskygning af makroalger og ålegræs på grund af de forhøjede mængder af fytoplank-

ton som følge af invasion af amerikansk ribbegople er ikke dokumenteret men ej heller

undersøgt. Et sådant scenario er dog foreslået for ålegræs i Skive Fjord [17]. Iltsvind og

dermed skadelige konsekvenser for bundfaunaen som følge af kaskadeeffekter er ikke

undersøgt i nordiske vande. Dog er et sådant iltsvind dokumenteret i forbindelse med

masseforekomster af goplen

A. aurita

i Skive Fjord [15] og amerikansk ribbegople i

Sortehavet [18].

Det er påvist, at

Mnemiopsis

æder larver af bundfauna [6, 19] inklusive muslingelarver

[18, 20, 21, 22]. I Long Island Sound, USA kan ribbegoplen periodevis æde op til 80%

af de planktoniske muslingelarver. Det er dog ikke undersøgt, hvilken effekt dette har

på muslingepopulationen i det pågældende område [6] og effekten af dette er heller ikke

undersøgt i skandinaviske områder. I Sortehavet har ribbegoplen medført en ændring i

bundfaunaens arts- og individtæthed som skyldes en kombination af iltsvind forårsaget

af de tidligere nævnte kaskadeeffekter samt prædation på bundfaunalarver [18]. I det

Kaspiske Hav er det fundet, at amerikansk ribbegople har en effekt på bundfaunaens di-

versitet, som menes forårsaget af prædation på larverne og/eller ændrede bundforhold

på grund af den marine sne, goplerne skaber, som dermed medfører mere mad til detri-

tusædere [6]. I danske farvande, hvor dette potentielt kunne forekomme såsom Skive

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Fjord, vil det dog være svært at påvise, at en ændring i bundfaunaen skyldes lige netop

ribbegoplen, da det vil være svært at adskille effekten af denne og de mange andre fak-

torer der påvirker bundfaunaen i Skive Fjord fx iltsvind.

Flere og flere studier indikerer, at eutrofiering stimulerer gopler i kystnære vande, hvor

goplerne har mange fordele i forhold til fisk som prædatorer på zooplankton og dermed

skaber en negativ spiral [4]. Udover at forårsage ”top down” effekt menes ribbegoplerne

også i visse områder at kunne bidrage til ”bottom up” ved at udskille næringsstoffer og

dermed stimulere primærproduktionen. Under masseforekomst af ribbegopler er store

mængder næringsstoffer bundet i goplernes væv og de kan fungere som en kilde til let

tilgængelige næringsstoffer for fytoplankton under kollpas af masseforekomsterne (samt

løbende udskillelse) og dermed recirkulering af næringsstofferne [5, 23]. Der er i denne

betragtning ikke taget højde for, at ekskretionen fra byttedyrene er blevet reduceret i

løbet af den periode, masseforekomsten er opbygget. Hvor stor betydning deres rolle er

i recirkulering af næringsstoffer i danske farvande er ikke undersøgt. Dokumenterede

effekter af amerikansk ribbegople på kvalitetselementerne er samlet i tabel 10.1.

Tabel 10 1. Sammenfatning af de teoretiske mekanismer, hvorved den amerikanske ribbegople kan forventes at påvirke kvalitetsele-

menterne bundfauna, makroalger, ålegræs og klorofyl.

Parameter

Bundfauna

Teoretiske påvirknings-

mekanismer

Makrofauna arts og individtæt-

hed

Makroalger

Ålegræs

Klorofyl

Udskygning pga. øget fyto-

plankton

Udskygning pga. øget fyto-

plankton

Fytoplankton øges pga. præda-

tion på zooplankton samt æn-

dring af artssammensætning

Dokumenterede påvirknings-

mekanismer

1) Prædation på bundfaunaens larver

2) Øget iltsvind pga. øget mængder

fytoplankton medfører død hos bund-

fauna

Ikke undersøgt

1) Kaskadeeffekter

2) Ændring af artssammensætning

Referencer

6, 18, 19, 20, 21, 22

6, 8, 11, 13, 14, 16, 22

6, 13, 22

10.3 Påvirkningsmekanismens afhængighed af andre faktorer

Den amerikanske ribbegople er meget tolerant overfor store udsving i temperatur, salt-

holdighed [1,2] og endda ilt [24], hvilket afspejles i den globale udbredelse og store in-

vasionssucces. Den tåler saltholdigheder fra 0-40 PSU [1] og saltholdigheder i de indre

danske farvande er derfor ikke begrænsende for udbredelsen. Temperaturerne i danske

farvande er heller ikke kritiske, da de ligger inden for ribbegoplens toleranceområde (-

0.8-32°C) [2]. Dog observeres ribbegoplen som oftest ikke i nordiske farvande fra sidst

på året og frem til midt på den efterfølgende sommer, hvilket muligvis kan skyldes at de

endnu ikke klarer at overvintre i vores farvande [10, 12]

Den månedlige fordeling af amerikansk ribbegople gennem et år er blevet studeret sam-

men med målinger af blandt andet temperatur og saltholdighed – fra Skagerrak til den

centrale Østersø. I den centrale Østersø var det sparsomt med ribbegopler og kun

voksne individer blev fundet, hvilket indikerer, at de unge individer ikke kan overleve

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

eller at der ingen reproduktion sker. 90% af alle ribbegopler blev fundet i saltholdighe-

der fra 22-29 PSU [25] . Laboratorieforsøg har siden vist, at amerikansk ribbegople ikke

kan reproducere sig ved saltholdighed lavere end 6 PSU [26].

Evnen til at leve ved lave iltkoncentrationer giver ribbegoplen yderligere fordele.

Mange af ribbegoplens byttedyr bliver påvirket ved lave iltkoncentrationer, men ameri-

kansk ribbegople påvirkes ikke og dermed forstærkes prædationstrykket på byttedyrene,

som giver ribbegoplen yderligere fordele i eutrofierede områder [1, 4].

10.4 Påvirkningens relative betydning

Gennemgangen af den eksisterende litteratur peger på, at amerikansk ribbegople i intro-

ducerede områder, inklusive danske farvande, findes i mængder, der periodisk kan kon-

trollere dyreplanktonet. Det er påvist, at de derved også i nordiske farvande kan forår-

sage kaskadeeffekter med øget klorofyl koncentrationer til følge og litteraturen viser, at

andre følgeeffekter så som iltsvind og effekt på bundfauna i områder med eutrofiering

er mulige. Det er påvist, at

Mnemiopsis

kan forårsage ”top down” effekter i kystnære

farvande på fødekæden og at

Mnemiopsis

kan ændre artssammensætning af såvel fy-

toplankton, zooplankton og bundfauna.

Gennemgangen har påvist store mangler i den eksisterende viden, herunder at der er

mangel på overvågningsdata og især systematiske prøvetagninger i danske farvande.

Mangel på data begrænser de analyser, der kan laves af påvirkningen. Ud fra dette vur-

deres det at: Den relative påvirkning af amerikansk ribbegople på kvalitetselementerne

makroalger/ålegræs er ikke dokumenteret, men der forligger en potentiel mulighed. Dog

er det nok i få områder, at dette finder sted.

Den relative påvirkning af amerikansk ribbegople på kvalitetselementet bundfauna vur-

deres til ikke at være målelig med det datagrundlag, der findes på nuværende tidspunkt

og at der ud fra den eksisterende litteratur er en mulighed for effekt af invasion af ribbe-

goplen i visse områder i især Limfjorden, fx Skive Fjord. I en situation, hvor rekrutte-

ringen af bundlevende filtratorer reduceres, kan dette have betydning for den samlede

filteringskapacitet, og dermed medføre øgede klorofylkoncentrationer. Dette er dog ikke

dokumenteret.

Den relative påvirkning af amerikansk ribbegople på kvalitetselementet fytoplankton

vurderes til ikke at være målelig på vandområdeniveau med det datagrundlag der findes

på nuværende tidspunkt, men vurderes til potentielt at have en effekt.

10.5 Tilgængelige data

Der er ikke foretaget systematiske undersøgelser af amerikansk ribbegople i de danske

farvande, og hverken de eller andre gopler indgår i det nationale overvågningsprogram

NOVANA.

Bestanden i Limfjorden er dog ved flere lejligheder blevet undersøgt uden, at der er tale

om en systematisk kortlægning. Ud fra 150 indrapporteringer fra befolkningen i 2007

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

kunne det konkluderes, at amerikansk ribbegople var at finde i alle indre danske far-

vande [27]. I 2007 fandtes den især i store antal i Limfjorden, hvor den også blev kvan-

tificeret for første gang på 9 stationer i den vestlige og centrale del af Limfjorden [9].

Siden er der på primært 4 af disse stationer i den vestlige og centrale Limfjorden lavet

kvantitative undersøgelser i 2008-2009 [13], 2010-2011 [16], 2012-2013 og 2014 [28].

Der er dog ikke tale om egentlige tidsserier men punktundersøgelser. Den længste peri-

ode er fra slutningen af 2008 og igennem hele 2009 [29], hvor 9 togter blev gennemført.

Der findes også kvantitative data fra farvandet omkring Bornholm i 2007/2008, men her

blev amerikansk ribbegople dog fundet i betydeligt lavere koncentrationer end i Lim-

fjorden [30, 31]. Desuden er der lavet målinger i Kerteminde Fjord/Kertinge Nor i

2008/2009 [32]. Der findes ikke kvantitative data fra andre steder i Danmark.

Figur 10.2. Vandområder hvor der er data for amerikansk ribbegople. Hvid: Ingen data om presfaktoren; Gul: Data for området men

presfaktoren ikke tilstede; Lysegrøn: Presfaktoren tilstede men med for få data til analyse og; Mørkegrøn: Presfaktoren tilstede og

med potentielt tilstrækkeligt med data til at indgå i en analyse, evt. på tværs af vandområder.

10.6 Konklusion

Den amerikanske ribbegoples effekt på kvalitetselementerne er gennemgået i tabel 10.1

og omfatter primært studier fra udlandet. Det er dokumenteret, at ribbegoplen periodisk

hvert år forekommer i store mængder i især Limfjorden, hvor den har stor prædationsef-

fekt på zooplankton og dermed potentielt kan forårsage kaskadeeffekter, som det er på-

vist, at amerikansk ribbegople kan i andre vandområder. Konsekvenserne af ribbego-

plens prædation synes at være størst i eutrofierede områder. Et stort problem ved evalu-

ering af ribbegopler og goplers påvirkning generelt er, at de ikke indgår i det nationale

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

overvågningsprogram og aldrig har gjort det. Det betyder, at der ikke findes tidsserier

og systematiske undersøgelser af goplernes udbredelse og antal. Samlet kan der derfor

ikke foretages en fyldestgørende analyse af den amerikanske ribbegoples påvirknings-

mekanismer på kvalitetselementerne på vandområdeniveau ud fra den viden, der forlig-

ger for nærværende (se endvidere tabel 10.2).

Tabel 10.2. Amerikansk ribbegoples egnethed til at indgå i analyser vedr. 3. generations vandplaner. Egnethed er angivet for hvert

kvalitetselement og samlet ved brug af følgende skala 1-5: 1) Påvirkningsmekanisme kan ikke dokumenteres; 2) Påvirkningsmeka-

nisme dokumenteret, men ingen potentiel væsentlig effekt i danske farvande på vandområdeniveau; 3) Potentiel væsentlig effekt,

men ikke datagrundlag for egentlige analyser; 4) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i få (<10) vand-

områder; 5) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i mange vandområder.

Presfaktor

Amerikansk

Ribbegople

Fytoplankton

Kvalitetselementer

Ålegræs

Makroalger

Bundfauna

Støtteparametre

Iltforhold

Sigtdybde

10.7 Referencer

Costello, J. H., Bayha, K. M., Mianzan, H. W., Shiganova, T. A., & Purcell, J. E. (2012). Transitions of

Mnemiopsis leidyi (Ctenophora: Lobata) from a native to an exotic species: A review.

Hydrobiologia, 690(1),

21–46. https://doi.org/10.1007/s10750-012-1037-9

Purcell, J. E., Shiganova, T. a, Decker, M. B., & Houde, E. D. (2001). The ctenophore Mnemiopsis in native

and exotic habitats: U.S. estuaries versus the Black Sea basin.

Hydrobiologia, 451(1),

145–176.

https://doi.org/10.1023/A:1011826618539

Purcell, E., Malej, A., & Benovid, A. (1999). Potential links of jellyfish to eutrophication and fisheries.

Coastal and Estuarine Studies, 55(1),

241–263. https://doi.org/10.1029/CE055p0241

Purcell, J. E., Uye, S. I., & Lo, W. T. (2007). Anthropogenic causes of jellyfish blooms and their direct

consequences for humans: A review.

Marine Ecology Progress Series.

https://doi.org/10.3354/meps07093

Nasrollahzadeh, H. S., Din, Z. B., Foong, S. Y., & Makhlough, A. (2008). Spatial and temporal distribution

of macronutrients and phytoplankton before and after the invasion of the ctenophore,

Mnemiopsis leidyi

, in

the Southern Caspian Sea.

Chemistry and Ecology, 24(4),

233–246.

https://doi.org/10.1080/02757540802310967

Roohi, A., Kideys, A. E., Sajjadi, A., Hashemian, A., Pourgholam, R., Fazli, H., Eker-Develi, E. (2010).

Changes in biodiversity of phytoplankton, zooplankton, fishes and macrobenthos in the Southern Caspian

Sea after the invasion of the ctenophore Mnemiopsis Leidyi.

Biological Invasions.

https://doi.org/10.1007/s10530-009-9648-4

Kideys, A. E. (2002). Fall and rise of the Black Sea ecosystem.

Science, 297(5586),

1482–1484.

https://doi.org/10.1126/science.1073002

Roohi, A., Yasin, Z., Kideys, A. E., Hwai, A. T. S., Khanari, A. G., & Eker-Develi, E. (2008). Impact of a

new invasive ctenophore (Mnemiopsis leidyi) on the zooplankton community of the Southern Caspian sea.

Marine Ecology, 29(4),

421–434. https://doi.org/10.1111/j.1439-0485.2008.00254 x

Riisgård, H. U., Bøttiger, L., Madsen, C. V., & Purcell, J. E. (2007). Invasive ctenophore Mnemiopsis leidyi

in Limfjorden (Denmark) in late summer 2007 - Assessment of abundance and predation effects.

Aquatic

Invasions, 2(4),

395–401. https://doi.org/10.3391/ai.2007.2.4.8

Riisgård, H. U. (2017). Invasion of Danish and Adjacent Waters by the Comb Jelly Mnemiopsis leidyi—10

Years After.

Open Journal of Marine Science, 07(04),

458–471. https://doi.org/10.4236/ojms.2017.74032

McNamara, M. E., Lonsdale, D. J., & Cerrato, R. M. (2013). Top-down control of mesozooplankton by adult

Mnemiopsis leidyi influences microplankton abundance and composition enhancing prey conditions for

larval ctenophores.

Estuarine, Coastal and Shelf Science, 133,

2–10.

https://doi.org/10.1016/j.ecss.2013.04.019

Tiselius, P., & Møller, L. F. (2017). Community cascades in a marine pelagic food web controlled by the

non-visual apex predator Mnemiopsis leidyi.

Journal of Plankton Research, 39(2),

271–279.

https://doi.org/10.1093/plankt/fbw096

Riisgård, H. U., Madsen, C. V., Barth-Jensen, C., & Purcell, J. E. (2012). Population dynamics and

zooplankton-predation impact of the indigenous scyphozoan Aurelia aurita and the invasive ctenophore

Mnemiopsis leidyi in Limfjorden (Denmark).

Aquatic Invasions, 7(2),

147–162.

https://doi.org/org/10.3391/ai.2012.7.2.001

10.

11.

12.

13.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

14.

15.

16.

17.

18.

19.

20.

21.

22.

23.

24.

25.

26.

27.

28.

29.

30.

31.

32.

33.

Dinasquet, J., Titelman, J., Møller, L., Setälä, O., Granhag, L., Andersen, T., Riemann, L. (2012). Cascading

effects of the ctenophore Mnemiopsis leidyi on the planktonic food web in a nutrient-limited estuarine

system.

Marine Ecology Progress Series, 460,

49–61. https://doi.org/10.3354/meps09770

Møller, L. F., & Riisgård, H. U. (2007). Impact of jellyfish and mussels on algal blooms caused by seasonal

oxygen depletion and nutrient release from the sediment in a Danish fjord.

Journal of Experimental Marine

Biology and Ecology, 351(1–2),

92–105. https://doi.org/10.1016/j.jembe.2007.06.026

Riisgård, H. U., Jaspers, C., Serre, S., & Lundgreen, K. (2012). Occurrence, inter-annual variability and

zooplankton-predation impact of the invasive ctenophore Mnemiopsis leidyi and the native jellyfish Aurelia

aurita in Limfjorden (Denmark) in 2010 and 2011.

BioInvasions Records, 1(3),

145–159.

https://doi.org/10.3391/bir.2012.1.3.01

Carstensen, J., Krause-Jensen, D., Markager, S., Timmermann, K., & Windolf, J. (2013). Water clarity and

eelgrass responses to nitrogen reductions in the eutrophic Skive Fjord, Denmark.

Hydrobiologia, 704(1),

293–

309. https://doi.org/10.1007/s10750-012-1266-y

Oguz, T., Salihoglu, B., Moncheva, S., & Abaza, V. (2012). Regional peculiarities of community-wide

trophic cascades in strongly degraded Black Sea food web.

Journal of Plankton Research, 34(4),

338–343.

https://doi.org/10.1093/plankt/fbs002

Granhag, L., Møller, L. F., & Hansson, L. J. (2011). Size-specific clearance rates of the ctenophore

Mnemiopsis leidyi based on in situ gut content analyses.

Journal of Plankton Research, 33(7),

1043–1052.

https://doi.org/10.1093/plankt/fbr010

Purcell, J. E., Cresswell, F. P., Cargo, D. G., & Kennedy, V. S. (1991). Differential ingestion and digestion

of bivalve larvae by the scyphozoan Chrysaora quinquecirrha and the ctenophore Mnemiopsis leidyi.

Biological Bulletin.

https://doi.org/10.2307/1542433

Madsen, C. V., & Riisgård, H. U. (2010). Ingestion-rate method for measurement of clearance rates of the

ctenophore Mnemiopsis leidyi.

Aquatic Invasions, 5(4),

357–361. https://doi.org/10.3391/ai.2010.5.4.04

McNamara, M. E., Lonsdale, D. J., & Cerrato, R. M. (2010). Shifting abundance of the ctenophore

Mnemiopsis leidyi and the implications for larval bivalve mortality.

Marine Biology, 157(2),

401–412.

https://doi.org/10.1007/s00227-009-1327-6

McNamara, M. E., Lonsdale, D. J., & Cerrato, R. M. (2014). Role of eutrophication in structuring planktonic

communities in the presence of the ctenophore Mnemiopsis leidyi.

Marine Ecology Progress Series, 510,

151–165. https://doi.org/10.3354/meps10900

Condon, R. H., Steinberg, D. K., del Giorgio, P. A., Bouvier, T. C., Bronk, D. A., Graham, W. M., &

Ducklow, H. W. (2011). Jellyfish blooms result in a major microbial respiratory sink of carbon in marine

systems.

Proceedings of the National Academy of Sciences, 108(25),

10225–10230.

https://doi.org/10.1073/pnas.1015782108

Kolesar, S. E., Breitburg, D. L., Purcell, J. E., & Decker, M. B. (2010). Effects of hypoxia on Mnemiopsis

leidyi, ichthyoplankton and copepods: Clearance rates and vertical habitat overlap.

Marine Ecology Progress

Series, 411,

173–188. https://doi.org/10.3354/meps08656

Haraldsson, M., Jaspers, C., Tiselius, P., Aksnes, D. L., Andersen, T., & Titelman, J. (2013). Environmental

constraints of the invasive Mnemiopsis leidyi in Scandinavian waters.

Limnology and Oceanography, 58(1),

37–48. https://doi.org/10.4319/lo.2013.58.1.0037

Jaspers, C., Møller, L. F., & Kiørboe, T. (2011). Salinity gradient of the Baltic sea limits the reproduction

and population expansion of the newly invaded comb jelly Mnemiopsis leidyi.

PLoS ONE, 6(8),

2–7.

https://doi.org/10.1371/journal.pone.0024065

Tendal, O. S., Jensen, K. R., & Riisg??rd, H. U. (2007). Invasive ctenophore Mnemiopsis leidyi widely

distributed in Danish waters.

Aquatic Invasions, 2(4),

455–460. https://doi.org/10.3391/ai.2007.2.4.19

Riisgård, H. U., & Goldstein, J. (2015). Jellyfish and Ctenophores in the Environmentally Degraded

Limfjorden (Denmark) During 2014 - Species Composition, Population Densities and Predation Impact.

Fisheries and Aquaculture Journal, 06(03).

https://doi.org/10.4172/2150-3508.1000137

Riisgård, H. U., Jaspers, C., Serre, S., & Lundgreen, K. (2012). Occurrence, inter-annual variability and

zooplankton-predation impact of the invasive ctenophore Mnemiopsis leidyi and the native jellyfish Aurelia

aurita in Limfjorden (Denmark) in 2010 and 2011.

BioInvasions Records, 1(3),

145–159.

https://doi.org/10.3391/bir.2012.1.3.01

Huwer, B., Storr-Paulsen, M., Riisgård, H. U., & Haslob, H. (2008). Abundance, horizontal and vertical

distribution of the invasive ctenophore Mnemiopsis leidyi in the central Baltic Sea, November 2007.

Aquatic

Invasions, 3(2),

113–124. https://doi.org/10.3391/ai.2008.3.2.1

Schaber, M., Haslob, H., Huwer, B., Harjes, A., Hinrichsen, H. H., Storr-Paulsen, M., … Köster, F. W.

(2011). Spatio-temporal overlap of the alien invasive ctenophore Mnemiopsis leidyi and ichthyoplankton in

the Bornholm Basin (Baltic Sea).

Biological Invasions, 13(12),

2647–2660. https://doi.org/10.1007/s10530-

011-9936-7.

Riisgård, H. U., Barth-Jensen, C., & Madsen, C. V. (2010). High abundance of the jellyfish Aurelia aurita

excludes the invasive ctenophore Mnemiopsis leidyi to establish in a shallow cove (Kertinge Nor, Denmark).

Aquatic Invasions.

https://doi.org/10.3391/ai.2010.5.4.03

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

11. Butblæret sargassotang

11.1 Teoretisk påvirkningsmekanisme

Butblæret sargassotang,

Sargassum muticum,

(herefter sargassotang) er en fastsiddende

flerårig makroalge med flere invasive karaktertræk, bl.a. hurtig vækst, stort sprednings-

potentiale, høj konkurrenceevne og høj tolerance over for miljøforhold såsom tempera-

tur, salinitet, lys og næring [1]. Algen er meget frugtbar og konkurrerer med andre alger

foruden om lys også om plads til fasthæftning på faste substrater som fx sten og større

muslingeskaller. Sargassotang har en livscyklus, som adskiller sig fra typiske flerårige

makroalger. Fra at være et lille overvintrende skud, vokser algen med op til flere cm per

dag i forsommeren og når hen over sommeren en længde på op til 2-3 m [1, 2]. Små fly-

deblærer på skuddene gør, at løvet står opret i vandsøjlen og man vil derfor kunne for-

vente, at sargassotang lokalt kan udskygge andre mindre alge-arter. Omvendt udgør lø-

vet i sommerhalvåret fødegrundlag og levested for mange smådyr, herunder små fisk,

samt for en række trådalger [3]. Hen på sensommeren efter dannelse af receptaklerne

(kønsorganer) smider sargassotang det meste af dets løv. Løvet samles i drivende øer,

der dels fungerer som effektiv spredning af arten og dels udgør en pulje af let omsætte-

ligt plantemateriale, der forventeligt vil kunne forårsage lokale iltsvind i områder, hvor

det samles og nedbrydes. I sådanne tilfælde kan der ligeledes forventes periodisk øgede

koncentrationer af fytoplankton (klorofyl) grundet frigivelse af næringsstoffer via ned-

brydningen. Endelig kan ophobning af dødt organisk materiale fra rådnende sargasso-

tang forventes at bidrage til puljen af let nedbrydeligt partikulært organisk stof, som ved

bølgepåvirkning kan hvirvles op i vandsøjlen, hvorved sigtbarheden nedbringes. Det er

påvist, at sargassotangs markante vækst, store biomasse, udbredelse og periodevise hen-

fald af let nedbrydeligt plantemateriale ændrer stofkredsløbet i de berørte områder [4].

Desuden kan det forventes, at algen medfører strukturelle og funktionelle ændringer i

dets nærmiljø, herunder reduceret udbredelse af andre flerårige makroalger og potentielt

også ålegræs. Såfremt sargassotang medfører alle disse markante forandringer, vil man

endvidere forvente ændringer i mængden og sammensætningen af den lokale bund-

fauna.

11.2 Dokumenteret påvirkning

Siden sargassotang blev introduceret til Nissum Bredning i begyndelsen af 1980´erne,

har den bredt sig til resten af Limfjorden, hvor den siden midten af 1990´erne har været

den dominerende makroalge [5]. Sargassotang har endvidere bredt sig til store dele af

Kattegat, hvor den især trives i laveksponerede områder. På landsplan er sargassotang

den hyppigst forekommende ikke-hjemmehørende makroalge [6]. Den findes især i

dybde-intervallet 2-4 m, hvor den har reduceret udbredelsen af andre makroalger bl.a.

en række større flerårige brunalger samt etårige grøn- og rødalger [5]. Lignende nega-

tive effekter på makroalger er fundet i det tyske Vadehav [7] og langs Nordirlands ky-

ster [8] og er desuden dokumenteret gennem eksperimenter med en række flerårige

brunalger og mindre alger [9]. Algens oprette løv kan reducere lystilgængeligheden på

bunden med op til 97% [10]. Udskygning fremhæves derfor som den væsentligste årsag

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

til sargassotangs evne til at udkonkurrere andre makroalger [11, 12], selvom effekten

varierer meget over året på grund af store sæsonforskelle i algens fænologi. Biotiske in-

teraktioner mellem makroalger omfatter foruden ændrede lysforhold, konkurrence om

næringsstoffer og plads (egnet substrat) og ændringer i vandbevægelse (fx via sargasso-

tangs tætte stående sommerbiomasse). Studier viser dog, at konkurrence og ændringer i

vandbevægelse ikke har signifikant betydning for sargassotangs fortrængning af andre

makroalger [9].

Som for makroalger, kan en potentiel effekt af sargassotang på ålegræs forventes at fo-

rekomme via udskygning, selvom der er begrænset dokumentation herfor. De første be-

kymringer omkring sargassotangs negative indvirkning på ålegræs stammer fra British

Columbia, hvor det blev observeret [13], at sargassotang etablerede sig i områder, hvor

ålegræsset normalt var at finde. Senere blev det dog konkluderet, at de to arter kan sam-

eksistere uden direkte konkurrence, da de har forskellige substratkrav (henholdsvis

sten/store muslingeskaller og blød/sandet bund) [14, 15]. Det er imidlertid siden vist, at

sargassotang kan etablere sig direkte på blød bund via fæste af afbrækkede fragmenter,

og at ålegræsset i sig selv øger denne etablering, på grund af de afdæmpede strøm- og

bølgepåvirkninger ålegræsbedet skaber [16]. Etablering af sargassotang på blød bund

kræver dog sargassotang på fast substrat i umiddelbar nærhed, hvorfra fragmenter kan

brække af, og det er således kun i områder med et blandet substrat, at sargassotang og

ålegræs kan sameksistere [16]. Under disse forhold kan sargassotang i mindre grad for-

styrre ålegræssets dynamiske cyklus, hvor dets udbredelse bølger frem og tilbage, da

sargassotangen langsomt koloniserer den frie plads og derved hæmmer ålegræssets mu-

lighed for at reetablere sig [15, 16]. Ålegræsenge i danske farvande vokser typisk i hete-

rogene substratmiljøer, og er desuden karakteriseret ved at huse en del muslinger. Nega-

tive effekter via konkurrence fra sargassotang vil derfor kunne forventes, om end ikke

på lave dybder, hvor algen begrænses af høj fysisk eksponering fra bølger. På lavt vand

kan sargassum-arter i stedet påvirke havgræsser negativt, når løsrevne drivende fore-

komster samles, og nedbrydes, hvorved havgræsserne dels udskygges og dels lider un-

der lave iltniveauer og pH-forhold, der opstår under tangens nedbrydning [17]. Dri-

vende makroalger kan foruden løstrevent plantemateriale bestå af hele planter der stadig

forankret til sten driver over bunden. Dette fænomen er især gældende for arter med

luftblærer, som det er tilfældet med sargassotang, da deres opdrift i takt med de vokser

kan overskride vægten af den sten, hvorpå de er fasthæftet. I et studie fra Odense fjord

fandt man, at drivende makroalger var ansvarlig for 40% af dødeligheden af nye åle-

græs-skud og at halvdelen af den drivende biomasse var planter, der stadig sad forankret

på sten [18] og drivende makroalger vurderes på denne baggrund at være en potentiel

begrænsende faktor for reetableringen af ålegræs i danske farvande [19].

Der findes ingen litteratur, der dokumenterer direkte effekter af sargassotang på fore-

komsten af fytoplankton, men sargassotang kan tænkes at påvirke forekomsten af fy-

toplankton via to modsatrettede mekanismer: i) reduktion af fytoplankton via immobili-

sering af næringsstoffer i sargassotangs vækstperiode (forsommer/sommer) og ii)

grundlag for lokale fytoplankton-opblomstringer via frigivelse af næringsstoffer ved

nedbrydning af sammendreven sargassotang i sensommeren. I flere udenlandske studier

er det vist, at nedbrydning af sammendrevne makroalger kan forøge den lokale koncen-

tration af næringsstoffer betragteligt og efterfølgende forårsage opblomstringer af fy-

toplankton [18]. Umiddelbar under de forrådnende algemåtter er effekten dog omvendt

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

– nemlig en reduktion i fytoplankton som følge af manglende lys og dårlige iltforhold,

og ofte ses her desuden et markant skifte i artssammensætningen fra at være domineret

af bentiske kiselalger til at være domineret af cyanobakterier [21, 22].

Akkumulering og nedbrydning af plantemateriale i områder med blødbund kan øge det

organiske indhold og ændre den fysiske struktur af sedimentet. Foruden frigivelse af

næringsstoffer som øger væksten af mikroalger, stimuleres også væksten af bakterier

[23, 24]. Endvidere kan øget tilførsel af dødt plantemateriale fra makroalger facilitere

vækst og rekruttering af forskellige græssere og detritusædere så som krebsdyr og led-

orme [25, 26]. I et eksperimentelt studie sammenlignede man effekten af akkumuleret

makroalgemateriale for ændringer i sammensætning og mængden af blødbundsfaunaen.

Studiet, som foruden sargassotang omfattede to hjemmehørende makroalger, viste tyde-

lige kort-tidseffekter for alle arterne, men ingen markante forskelle mellem makroalge-

arterne [27]. Det er desuden vist, at løvet hos sargassotang er et attraktivt levested for en

del dyr og planter, især i sommerhalvåret [3].

Tabel 11.1. Viden om påvirkningsmekanisme af butblæret sargassotang.

Kvalitets-

Element

Bundfauna

Teoretiske påvirkningsmekanismer

Arts- og individtæthed ændres

Dokumenterede påvirkningsmekanismer

1) Øger sedimentets indhold af organisk materi-

ale, næringsstoffer, bentiske mikroalger og

bakterier (~føde)

2) korttidsændringer af bundfauna

3) habitat/substrat for epifauna og flora

1) Reducerer andre makroalgers udbredelse

2) Reducerer lystilgængelighed og udskygger

øvrige makroalger

3) Ændrer artsdiversiteten

1) Lille reduktion af ålegræs via habitatovertag

og udskygning

2) Øget dødelighed ved nedbrydning af sam-

menskyllet tang

3) Potentielt ”ballistiske effekter” af drivende

tang

1) Lokal øget forekomst af fytoplankton efter

nedbrydning

2) Reduceret forekomst af fytoplankton og æn-

dret sammensætning direkte under forråd-

nende algemåtter

Referencer

23, 24

5, 7, 8, 9

10, 11, 12

13, 16

18, 19

Makroalger

Reduktion i udbredelse og artssam-

mensætning

Ålegræs

Reduktion i udbredelse og tæthed

Fytoplankton

Ændringer i koncentration

20, 21

21, 22, 223

11.3 Påvirkningsmekanismens afhængighed af andre faktorer

Sargassotang er hjemmehørende i det nordvestlige Stillehav, hvor den lever i højsaline

miljøer ved temperaturer, som spænder mellem 2-15˚C i vinterhalvåret og 21-28˚C om

sommeren [1]. Eksperimentelle studier har vist, at voksne eksemplarer af sargassotang

kan tolerere temperaturer mellem -1-30˚C og kan overleve saltholdigheder <10 PSU

[28, 29], hvilket understøttes af dens markante udbredelse langs de europæiske og nord-

amerikanske kyster [1]. Væksten hos det voksne individ reduceres ved temperaturer

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

<10˚C [28, 29]. Første observation i Europa blev gjort i 1973 [31] og arten findes nu fra

Marokko i syd til Norge i nord, men stadig nye observationer både i nord og syd i

2010’erne indikerer, at arten stadig er i mulig fremdrift i Europa. I danske farvande ser

sargassotang dog ud til at have nået sin maksimale udbredelse uden nye observationer

siden 90’erne [1]. Den sydligste danske observation af arten i Kattegat er Århus Bugt

(Figur 11.1). Den begrænsende faktor for artens yderligere spredning gennem Kattegat

er med overvejende sandsynlighed salinitet, da sargassotangs tolerance overfor lave sa-

liniteter korrelerer med individets alder således, at voksne planter i højere grad tåler lave

saliniteter end nye skud [1, 30]. Desuden bliver arten ikke fertil ved saliniteter <15 PSU

[1, 30].

Algen har via dens oprette løv, der holdes tættere på lyset, en konkurrencemæssig fordel

i områder med uklart vand i sommerhalvåret, og desuden viser endnu ikke publicerede

resultater, at arten har en bedre lysudnyttelse end nogle af de hjemmehørende arter den

konkurrerer med (personlig observation). Det oprette løv er dog skrøbeligt, hvorved al-

gen ikke trives på fysisk eksponerede kyststrækninger. Samlet set betyder de forholds-

vist brede abiotiske tolerancer, at algen har et stort udbredelsespotentiale i de indre mere

beskyttede danske farvande med mere uklart vand og med saliniteter ned til omkring 15

PSU [1].

11.4 Påvirkningens relative betydning

Vores gennemgang af litteraturen viser, at sargassotang har en effekt på flere af kvali-

tetselementerne – i særdeleshed for den øvrige flora; makroalger og ålegræs. Effekterne

af sargassotang på udbredelse, tæthed og artssammensætning af makroalger viser, at

sargassotang oftest har en ganske betydende og målbar effekt for mere beskyttede vand-

områder med saliniteter over ca. 15 PSU. Det er bl.a. dokumenteret i en række danske

studier fra Limfjorden, hvor arten blev introduceret i 80’erne og siden har været en af de

dominerende makroalgearter. Den primære mekanisme, hvorved sargassotang fortræn-

ger øvrige makroalger, og derved reducerer biodiversiteten af makroalger, menes at

være via udskygning, og effekten heraf vurderes at være målelig og forekomme i flere

vandområder.

Samme potentielle effekt er beskrevet for ålegræs, om end det ikke tydeligt er dokumen-

teret og ingen studier er gjort i danske farvande. De få studier, der har belyst effekten af

sargassotang på udbredelse og tæthed af ålegræs indikerer, at der kan være en effekt i

områder med blandet bund. Dog er der ingen klar dokumentation. Vi vurderer dog, at

det vil være muligt at anvende de danske moniteringsdata til at studere eventuelle sam-

menfald mellem fremgang af sargassotang og tilbagegang af ålegræs i områder med

blandet bund hvor saltholdigheden er over ca. 15 PSU.

Der er ikke dokumenteret markante ændringer i den samlede biodiversitet, artsrigdom

og biomasse af blødbundsfaunaen ved etablering af sargassotang i et område [1]. Den

relative påvirkning af sargassotang på kvalitetselementet bundfauna vurderes derfor til

at være uden betydning for langt de fleste vandområder og desuden svær at måle. En

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

potentiel effekt på blødbundsfaunaen vurderes mulig i områder, hvor afrevet sargasso-

tang samles og nedbrydes om end der kun findes dokumentation herfor for andre ma-

kroalgearter end sargassotang og effekten er forholdsvis lokal og derved ikke af reel be-

tydning på vandområdeniveau.

Det samme er tilfældet for påvirkningen af sargassotang på kvalitetselementet fy-

toplankton. Der kan forventes lokale indirekte effekter i områder med sammendreven

sargassotang, hvorimod direkte effekter er udokumenterede og desuden vurderes at

være svære at måle og ubetydelige på vandområdeniveau, selv i de mest invaderede om-

råder.

11.5 Tilgængelige data

Figur 11.1. Vandområder hvor der er data for sargassotang. Hvid: Ingen data om presfaktoren; Gul: Data for området men presfakto-

ren ikke tilstede; Lysegrøn: Presfaktoren tilstede men med for få data til analyse og; Mørkegrøn: Presfaktoren tilstede og med poten-

tielt væsentligt tilstrækkeligt med data til at indgå i en analyse, evt. på tværs af vandområder.

Udbredelse og dækningsgrad af sargassotang i danske farvande er blevet registreret som

en fast komponent af det nationale moniteringsprogram NOVANA siden 1989 ifølge

teknisk anvisning M12 [31], hvor den er observeret i 5 vandområder (156, 157, 225,

154, og 147). Desuden bliver sargassotangs udbredelse registreret i forbindelse med år-

lige konsekvensvurderinger af muslingefiskeri indenfor vandområderne: 156, 157, 127,

128, 80 og 217 [33]. Da det er en stor og morfologisk anderledes makroalge, er den let

at genkende, hvilket medfører stor troværdighed omkring de indsamlede data. Neden-

stående kort (figur 11.1) viser de vandområder, hvor der er observationer af sargasso-

tang. I alle, på nær 21, vandområder bliver der moniteret for makroalger og hermed

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

også sargassotang, hvilket giver et samlet stort datamateriale for analyse. Arten er

blandt de mest studerede invasive makroalger på den nordlige halvkugle og er uden

tvivl den invasive makroalge vi ved mest om (udbredelse og biologi) i tempererede far-

vande [1], herunder de danske [5, 6].

11.6 Konklusion

Sargassotangs effekt på de forskellige kvalitetselementer er gennemgået i tabel 11.1.

Der er ganske mange studier, som samlet giver et tydeligt billede af, at sargassotang be-

sidder en række invasive karaktertræk og at algen har påvirket/påvirker en række af

kvalitetselementerne. Disse er belyst både ved eksperimentelle studier og ved analyse af

tidserier. Mange af studierne inddraget i analysen er udenlandske, dog med undtagelse

af studier omkring sargassotangs effekt på kvalitetselementet makroalger, hvor de fleste

studier inkluderet i analysen er danske og stammer fra Limfjorden, hvor sargassotang

har eksisteret siden 80’erne [2, 5]. Algen har således opholdt sig i danske farvande i

mere end 30 år og må forventes at have opnået sit maksimale udbredelsesområde som

ifølge overvågningsprogrammet omfatter 5 vandområder. Her har algen dokumenterede

effekter i et af vandområderne (156), omhandlende udkonkurrering af hjemmehørende

makroalgearter, øget turnover af organisk materiale og næringsstoffer, samt øgede fore-

komster af epibiota ift. hjemmehørende arter [2, 5]. Samlet vurderer vi, at det derfor vil

være muligt at foretage en fyldestgørende analyse af sargassotangs påvirkningsmekanis-

mer på kvalitetselementet makroalger på vandområdeniveau ud fra den viden, der for-

ligger for nærværende.

Tabel 11 2. Butblæret sargassotangs egnethed til at indgå i analyser vedr. 3. generations vandplaner. Egnethed er angivet for hvert

kvalitetselement og samlet ved brug af følgende skala 1-5: 1) Påvirkningsmekanisme kan ikke dokumenteres; 2) Påvirkningsmeka-

nisme dokumenteret, men ingen potentiel væsentlig effekt i danske farvande på vandområdeniveau; 3) Potentiel væsentlig effekt,

men ikke datagrundlag for egentlige analyser; 4) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i få (<10) vand-

områder; 5) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i mange vandområder.

Presfaktor

Sargassotang

Fytoplankton

Kvalitetselementer

Ålegræs

Makroalger

Bundfauna

Støtteparametre

Iltforhold

Sigtdybde

11.7 Referencer

Engelen, A. H., Serebryakova, A., Ang, P., Britton-Simmons, K., Mineur, F., Pedersen, M. F. Arenas, F.,

Fernández, C., Steen, H., Svenson, H., Pavia, H., Toth, G., Viard, F., & Santos, R. (2015). Circumglobal in-

vasion by the brown seaweed

Sargassum muticum.

Oceanography and Marine Biology: An Annual Review,

53, 81-126.

Wernberg, T., Thomsen, M. S., Stæhr, P. A., & Pedersen, M. F. (2000). Comparative phenology of

Sargas-

sum muticum

and

Halidrys siliquosa

(Phaeophyceae: Fucales) in Limfjorden, Denmark. Botanica Marina,

44(1), 31–39.

Wernberg, T., Thomsen, M. S., Stæhr, P. A., & Pedersen, M. F. (2004). Epibiota communities of the intro-

duced and indigenous macroalgal relatives

Sargassum muticum

and

Halidrys siliquosa

in Limfjorden (Den-

mark). Helgoland Marine Research, 58, 154–161.

Pedersen, M. F., Staehr, P. A., Wernberg, T., & Thomsen, M. (2005) Biomass dynamics of exotic

Sargas-

sum muticum

and native

Halidrys siliquosa

in Limfjorden, Denmark-Implications of species replacements

on turnover rates. Aquatic Botany, 83, 31-47.

Stæhr, P. A., Pedersen, M. F., Thomsen, M. S., Wernberg, T., & Krause-Jensen, D. (2000). Invasion of

Sar-

gassum muticum

in Limfjorden (Denmark) and its possible impact on the indigenous macroalgal community.

Marine Ecology Progress Series, 207, 79-88.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

10.

11.

12.

13.

14.

15.

16.

17.

18.

19.

20.

21.

22.

23.

24.

25.

26.

27.

28.

29.

30.

31.

32.

33.

Stæhr, P. A., Jakobsen, H. H., Hansen, J. L., Andersen, P., Storr-Paulsen, M., Christensen, J. P. A., & Ca-

rausu, M. C. (2016). Trends in records and contribution of non-indigenous species (NIS) to biotic communi-

ties in Danish marine waters. Aarhus University, DCE – Danish Centre for Environment and Energy, 44 pp.

Scientific Report from DCE – Danish Centre for Environment and Energy No. 179.

Lang, A. C., & Buschbaum, C. (2010). Facilitative effects of introduced Pacific oysters on native macroal-

gae are limited by a secondary invader, the seaweed

Sargassum muticum.

Journal of Sea Research, 63, 119–

128

Strong, J. A., & Dring, M. J. (2011). Macroalgal competition and invasive success: testing competition in

mixed canopies of

Sargassum muticum

and

Saccharina latissima.

Botanica Marina, 54, 223–229

Britton-Simmons, K. H. (2004). Direct and indirect effects of the introduced alga

Sargassum muticum

benthic, subtidal communities of Washington State, USA. Marine Ecology Progress Series, 277, 61-78.

Strong, J. A., Dring, M. J., & Maggs, C. A. (2006). Colonisation and modification of soft substratum habi-

tats by the invasive macroalga

Sargassum muticum.

Marine Ecology Progress Series, 321, 87–97.

Ambrose, R. F., & Nelson, B. V. (1982). Inhibition of giant kelp recruitment by an introduced brown alga.

Botanica Marina 25, 265–267.

Sánchez, I., & Fernández, C. (2005). Impact on the invasive seaweed

Sargassum muticum

(Phaeophyta) on

an intertidal macroalgal assemblage. Journal of Phycology, 41, 923–930.

Druehl, L. D. (1973). Marine transplantations. Science, 179, 12.

North, W. J. (1973). Regulating Marine Transplantations. Science, 179, 1181.

Den Hartog, C. (1997). Is

Sargassum muticum

a threat to eelgrass beds? Aquatic Botany 58, 37–41.

Tweedley, J. R., Jackson, E. L., & Attrill, M. J. (2008).

Zostera marina

beds enhance the attachment of the

invasive alga

Sargassum muticum

in soft sediments. Marine Ecology Progress Series, 354, 305–309.

Van Tussenbroek, B. I., Arana., H. A. H., Rodríguez-Martinéz, R. E., Espinoza-Avalos, J., Canizales-Flores,

H. M., González-Godoy, C. E., Barba-Santos, M. G., Vega-Zepeda, A., & Collado-Vides, L. (2017). Severe

impact of brown tides caused by

Sargassum

spp. On near-shore Caribbean seagrass communities. Marine

Pollution Bulletin, 122, 272-281.

Valdemarsen, T., Canal-Vergés, P., Kristensen, E., Holmer, M., Kristiansen, M. D., & Flindt, M. R. (2010).

Vulnerability of

Zostera marina

seedlings to physical stress. Marine Ecology Progress Series, 418, 119-130.

Canal-Vergés, P., Potthoff, M., Hansen, F. T., Holmboe, N., Rasmussen, E. K., & Flindt, M. R. (2014). Eel-

grass re-establishment in shallow estuaries is affected by drifting macroalgae – Evaluated by agent-based

modeling. Ecological Modelling, 272, 116-128.

McGlathery, K. J., Anderson, I. C., & Tyler, A. C. (2001). Magnitude and variability of benthic and pelagic

metabolism in temperate coastal lagoon. Marine Ecology Progress Series, 216, 1–15.

García-Robledo, E., Corzo, A., Garcia de Lomas, J., & Van Bergeijk, S. A. (2008). Biogeochemical effects

of macroalgae decomposition on intertidal microbenthos: a mesocosm experiment. Marine Ecology Progress

Series, 356, 139–151.

García-Robledo, E., & Corzo, A. (2011). Effects of macroalgal blooms on carbon and nitrogen biogeochemi-

cal cycling in in photoautotrophic sediments: An experimental mesocosm. Marine Pollution Bulletin, 62,

1550-1556.

Posey, M. H., Alphin, T. D., Cahoon, L., Lindquist, D., & Becker, M. E. (1999). Interactive effects of nutri-

ent additions and predation on infaunal communities. Estuaries, 22, 785–792.

Raffaelli, D. G., Raven, J. A., & Poole, L. J. (1998). Ecological impacts of green macroalgal blooms. Ocea-

nography and Marine Biology: An Annual Review, 36, 97–125.

Ford, R. B., Thrush, S. F., & Probert, P. K. (1999). Macrobenthic colonisation of disturbances on an inter-

tidal sandflat: the influence of season and buried algae. Marine Ecology Progress Series 191, 163–174.

Kelaher, B. P., & Levinton, J. S. (2003). Variation in detrital enrichment causes spatio-temporal variation in

soft-sediment assemblages. Marine Ecology Progress Series, 261, 85–97.

Olabarria, C., Incera, M., Garrido, J., & Rossi, F. (2010). The effect of wrack composition and diversity on

macrofaunal assemblages in intertidal marine sediments. Journal of Experimental Marine Biology and Eco-

logy, 396(1), 18-26.

Norton, T. A. (1977). Ecological experiments with

Sargassum muticum.

Journal of the Marine Biological

Association of the United Kingdom, 57, 33–43.

Hales, J. M., & Fletcher, R. L. (1989). Studies on the recently introduced brown alga

Sargassum muticum

(Yendo) Fensholt. IV. The effect of temperature, irradiance and salinity on germling growth. Botanica Ma-

rina 32, 167–176.

Steen, H. (2004). Effects of reduced salinity on reproduction and germling development in

Sargassum muti-

cum

(Phaeophyceae, Fucales). European Journal of Phycology, 39(3), 293-299.

Jones, G. & Farnham, W. (1973). Japweed: new threat to British coasts. New Scientist, 8, 394.

Høgslund, S. (red.), Dahl, K., Krause-Jensen, D., Lundsteen, S., Rasmussen, M. B., & Windelin, A. (2014).

Makroalger på kystnær hårdbund. Teknisk anvisning M12. Aarhus Universitet, DCE-Nationalt Center for

Miljø og Energi

Nielsen, P., Nielsen, M. M., Geitner, K., & Petersen, J. K. (2018). Konsekvensvurdering af fiskeri af blå-

muslinger og søstjerner i Lovns Bredning 2017/2018. DTU Aqua-rapport nr. 329-2018 Institut for Akvatiske

Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet. 59 pp. + bilag.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

34.

Nielsen, P., Nielsen, M. M., Geitner, K., & Petersen, J. K. (2018). Konsekvensvurdering af fiskeri af blå-

muslinger og søstjerner i Løgstør Bredning 2017/2018. DTU Aqua-rapport nr. 330-2018. Institut for Akvati-

ske Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet. 58 pp. + bilag.

Foto: Peter A. Stæhr.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

12. Stillehavsøsters

12.1 Teoretisk påvirkningsmekanisme

Stillehavsøsters (Crassostrea

gigas)

er en bundlevende filtrerende invertebrat, som le-

ver af at filtrere primært fytoplankton fra vandet. Stillehavsøsters har derfor betydning

for den bentisk-pelagisk kobling i de kystnære områder, hvor filtrerende organismer er

af essentiel betydning for energistrømmen i økosystemet, fx [1]. Stillehavsøsters anses

desuden for at være ”økosystem ingeniører”, hvilket vil sige, at den direkte eller indi-

rekte kan ændre, skabe eller ødelægge habitater [2]. Dannelsen af stillehavsøstersrev

ændrer blødbundshabitater til hårdbundshabitater, hvor der er et andet associeret sam-

fund af dyr og planter sammenlignet med den bløde bund [3-5]. Derudover kan biogene

rev bestående af skaller og levende stillehavsøsters oven på hinanden øge sedimentatio-

nen og dermed de biogeokemiske processer i sedimentet. Stillehavsøstersrevene kan så-

ledes forårsage strukturelle og funktionelle ændringer, hvis langsigtede virkninger ofte

er ukendte [6].

12.2 Dokumenteret påvirkning

Stillehavsøsters er blevet introduceret i stort set alle typer marine habitater [7], men stu-

dierne af stillehavsøsters betydning for økosystemet omfatter hovedsagelig tidevands-

områder, om end antallet af replikerede undersøgelser og undersøgelser på tværs af for-

skellige regioner i tidevandsområderne er begrænset [7-9]. Fx er effekter som følge af

revdannelse næsten udelukkende rapporteret fra Europa, mens effekterne på ålegræs ho-

vedsageligt er gennemført i Nordamerika [7,9].

Generelt vil etablering af stillehavsøsters i et område tilvejebringe nyt, hårdt substrat,

hvor både sessile såvel som mobile arter kan etablere sig. Etablerer stillehavsøsters sig i

områder med blødbundshabitater, reduceres blødbundshabitatet og erstattes tilsvarende

med hårdbundshabitat. Hvis stillehavsøsters etablerer sig som tætte rev i områder med

eksisterende hårdbundshabitat, fx blåmuslingebanker, vil den strukturelle heterogenitet

ændre sig. Etablerede rev af stillehavsøsters vil kunne medføre en ændring i de hydro-

dynamiske forhold, hvormed bl.a. larverekruttering, sedimentation, fødetilførsel til an-

dre filtrerende organismer samt de biogeokemiske processer i området omkring revene

kan påvirkes [7,9]. Kompleksiteten af de afledte effekter forårsaget af stillehavsøsters

varierer og forskellige studier har vist, at introduktionen af stillehavsøsters har forskel-

lige og nogle gange ikke specielt entydige effekter på kvalitetselementerne (tabel 12.1).

Overordnet viser studierne for bundfauna (tabel 12.1), at etablering af stillehavsøsters-

banker på mudderbund eller sten/klipper ofte fører til lokale ændringer i bundfaunasam-

mensætningen [10-14], hvilket sandsynligvis skyldes, at stillehavsøsters i disse områder

foranlediger væsentlige strukturelle ændringer i habitattypen. Stillehavsøstersrev kan

også ændre sedimentationen, og dermed øge mængden af organisk materiale i bunden,

hvilket kan ændre de biogeokemiske processer [7,9]. Etablerer stillehavsøsters sig sam-

men med blåmuslinger (Mytilus

edulis)

eller europæisk østers (Ostrea

edulis),

ses der

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

ofte ingen eller kun mindre ændringer (både positive og negative) i den associerede

fauna [5,10,11,13-18]. Der er ikke tegn på, at stillehavsøsters udkonkurrerer de hjemhø-

rende muslingearter og stillehavsøsters kan sameksistere med hjemhørende muslingear-

ter, om end stillehavsøsters kan have betydning for mængden og kvaliteten af muslin-

gerne [19]. Der er således tegn på lokale effekter af vilde forekomster af stillehavsøsters

i forhold til mangfoldighed af arter i tidevandsområder, mens der kun er få undersøgel-

ser omfattende stillehavsøsters effekt i subtidale områder [5]. Betydningen af stillehavs-

østers på bassin-skala er ikke undersøgt.

Generelt vil stillehavsøsters øge forekomsten af substrat, som makroalgerne kan hæfte

sig til. Imidlertid er effekterne af stillehavsøsters for makroalger kun undersøgt i få stu-

dier (tabel 12.1). Undersøgelserne er foretaget i tidevandsområder og viser, at forekom-

sten af blæretang (Fucus

vesiculosus)

er større på levende stillehavsøsters sammenlignet

med stillehavsøstersskaller og store sten. Derudover var der en øget forekomst af blære-

tang ved stigende tætheder af både stillehavsøsters og stillehavsøstersskaller i forhold til

sten [20]. En anden undersøgelse viser, at stillehavsøsters ikke bundslår på makroal-

gerne [21]. Der er ikke dokumenterede ændringer i makroalgesammensætningen mel-

lem forskellige substrattyper med og uden stillehavsøsters.

Stillehavsøsters kan konkurrere med ålegræs om plads, men samtidig kan stillehavs-

østers forbedre sigtdybden og dermed potentielt øge dybdeudbredelsen af ålegræs. Der

er fundet få studier, der dokumenterer stillehavsøsters påvirkning af ålegræs. Fælles for

dem er, at de er foretaget i områder langs vestkysten af Nordamerika. Undersøgelserne

viser, at selvom stillehavsøsters bl.a. øger sedimentets indhold af organisk materiale og

koncentrationen af ammonium i porevandet, så bliver ålegræsset ikke påvirket så længe

dækningsgraden af østers ikke overstiger ca. 20% [22]. Ved dækningsgrader af østers på

>50% kan ålegræs ikke få plads og generelt bliver tætheden og størrelsen af rodskud

hos ålegræs reduceret med stigende dækningsgrad af stillehavsøsters [22]. Reduktion i

forekomsten af både transplanteret ålegræs og naturlige forekomster af ålegræs er også

dokumenteret i [23]. Derudover viser et andet studie [24], at områder nedenfor en stille-

havsøstersbanke ikke er et godt vækstområde for transplanteret ålegræs. Således kan

stillehavsøsters være en begrænsende faktor for udbredelsen af ålegræs ved at konkur-

rere om plads og forværre vækstbetingelse for ålegræs.

Stillehavsøsters kan via deres filtration påvirke fytoplankton på forskellige måder i) di-

rekte ved at ændre mængden og størrelsesfordelingen af fytoplankton, ii) indirekte via

filtration på zooplankton eller iii) ændre de biogeokemiske processer og dermed tilgæn-

geligheden af næringsstoffer for fytoplanktonet. Ændring i de biogeokemiske processer

er observeret hos såvel bund som opdrættede stillehavsøsters (tabel 12.1). Stillehavs-

østers frigiver ved fordøjelse opløste biotilgængelige næringsstoffer [25], ligesom næ-

ringsstoffer frigives ved remineralisering fra sedimentet beriget med organisk materiale

ved revene [26]. Modsat kan stillehavsøsters via opbygning af væv (vækst) immobili-

sere næringsstoffer [27] om end dette kun er midlertidig, hvis ikke stillehavsøsters fjer-

nes/høstes fra vandområdet. Derudover kan en øget denitrifikation ved stillehavsøsters-

rev fjerne kvælstof fra økosystemet [28], og dermed reducere mængden af tilgængeligt

kvælstof for fytoplankton. Filtrationseffekten af stillehavsøsters på fytoplankton er pri-

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

mært dokumenteret for østers i opdrætsanlæg på liner eller i bundkulturer. Undersøgel-

serne viser, at stillehavsøsters lokalt er i stand til at reducere klorofylkoncentrationen,

ændre fytoplankton-sammensætningen og kontrollere primærproduktionen [19,29-32].

Tabel 12.1. Sammenfatning af mekanismer, hvorved stillehavsøsters kan forventes at påvirke kvalitetselementerne bundfauna, ma-

kroalger, ålegræs og fytoplankton

Kvalitets-

element

Bundfauna

Teoretisk

påvirkningsmekanisme

Makrofauna arts- og

individtæthed ændres

Bundfauna

Makroalger

Ålegræs

Fundne

mekanismer

1) Små/ingen ændringer i fauna-

sammensætningen mellem

M. gigas

europæisk østers/blåmusling.

2) Antal af associeret fauna ændret

vs. blåmuslinger.

3) Østersskaller og levende

M. gigas

og blåmusling øger antal af fisk og større

hvirvelløse arter

4) Biodiversiteten ændret på

M. gigas

rev iht. mudder-bund og klippehabitater

Arts- og individtæthed

M. gigas

og blåmuslinger sameksisterer

ændres for hjemmehørende 2) Færre små blåmuslinger i

M. gigas

rev

muslingearter

vs. blåmusling

M. gigas

konkurrer i nogen grad om

plads med infaunale muslingearter

Udbredelse og formering

1) Øget forekomst af blæretang

M. gigas

bundslår ikke på makroalger

Udbredelse og formering

1) Reduceret rodskudstæthed

2) Reduceret vækst/begrænset udbredelse

3) Reduceret vækst

1) Reduktion i klorofyl

2) Reduktion i antallet af fytoplankton

3) Lokal top-down kontrol og bottom-up

kontrol i bugten

4) Picoplankton filtreres ikke

Referencer

10, 15-16, 18

13, 14

10-12, 17

Noter

Feltundersøgelse

med plots i

subtidiale områder,

Sverige

19, 42

29, 30

Tidevandsområder

Tidevandsområde

Transplanteret

ålegræs, USA

Line- og bund-

kulturer

Linekulturer

Modelstudie

Naturlig

planktonkonc.

Opdræt af

M. gigas.

Modelstudie

Fytoplankton Turbiditeten ændres

Fytoplankton Næringssalt-

koncentrationen ændres

Fytoplankton Zooplankton ændres

1) Øger denitrifikation

2) Øget nitrogen-regenerering i vandsøjlen

3) Nitrogen lagres i

M. gigas

4) Øget koncentration af ammoniak i pore-

vande

1) Indtager ciliater, vandlopper, naupliier

og muslinge-larver

2) Zooplankton > 40

µm

filtreres

3) Ciliater filtreres

Felt- & lab-

undersøgelser

Naturlig plankton-

konc. dyrkede ciliate

lab-forsøg

Tysk Vadehav

Fytoplankton Ændring i filtrations-

potentialet

1) Øget filtration i ”blåmuslinge-M.

gigas-

rev”

M. gigas

opdræt kan reducere ”carrying

capacity”

3) Større filtrationsrate vs. europæisk

østers/ blåmusling

4) Total filtrationspotentiale øget pga. af

M. gigas

og knivmusling

5) Øget filtrationstryk påvirker mængden

og sammensætningen af fytoplankton

44, 47

Lab- og feltundersø-

gelser, DK

Estimeres ud fra

bestandsstørrelser i

Oosterschelde, NL

100

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Ligeledes er stillehavsøsters i stand til at filtrere og indtage zooplankton [32-34]. Hvor-

vidt disse effekter også er gældende for vilde forekomster af stillehavsøsters er ikke do-

kumenteret. Ligeledes er der ikke fundet nogle studier, der har undersøgt, betydningen

af stillehavsøsters filtrationskapacitet på hverken kvalitetselementerne eller støttepara-

metrene på bassinskala, om end introduktionen af stillehavsøsters og knivmuslinger i

Oosterschelde, Holland har øget det samlede filtrationspotentiale og dermed reduceret

mængden af fytoplankton [35].

12.3 Påvirkningsmekanismens afhængighed af andre faktorer

Stillehavsøsters er meget tolerante over for temperatur og salinitet, hvilket den globale

udbredelse afspejler. Optimal salinitet i forhold til befrugtning af stillehavsøsters er 23-

36 PSU, hvilket har afgørende betydning for spredning af stillehavsøsters [36]. I Dan-

mark er der ikke foretaget systematiske undersøgelser af udbredelse af stillehavsøstes,

men stillehavsøsters findes fx i Isefjord (∼20 PSU), store dele af Limfjorden (20-33

PSU) og langs de nordlige kyster i Øresund (∼20 PSU). I Sverige er stillehavsøsters

ikke blevet observeret i områder med en salinitet <20 PSU [37] og forventes ikke at

kunne sprede sig til Østersøen [37,38]. Stillehavsøsters har dog vist stor evne til at til-

passe sig til nye miljøer [39], og kan potentielt sprede sig til lavsaline (<20 PSU) områ-

der i Danmark.

Stillehavsøsters er ikke begrænset af temperaturforholdene i Skandinavien, da havtem-

peratur (-1±24°C) og lufttemperatur (-12±30°C) [40] begge ligger indenfor stillehavs-

østers naturlige tolerance (~0-30°C). Længerevarende perioder med meget kolde vintre

har forårsaget øget dødelighed og dermed en midlertidig tilbagegang i bestandene [40].

Imidlertid kan lavere temperaturer potentielt øge spredningen af stillehavsøsters, hvilket

medfører at larverne kan sprede sig til større områder [41].

12.4 Påvirkningens relative betydning

Litteraturen viser, at der kan ske ændringer i biodiversitet, artsrigdom og biomasse i den

associerede bundfauna ved etablering af stillehavsøsters i et område. Imidlertid vil gra-

den af ændringerne i høj grad afhænge af lokale forhold som fx habitattype og dæk-

ningsgrad af stillehavsøsters. Effekterne af stillehavsøsters på hjemhørende muslingear-

ter viser generelt, at stillehavsøsters sameksisterer med hjemmehørende muslingarter i

tidevandsområder [42]. Den relative påvirkning af stillehavsøsters på kvalitetselementet

bundfauna vurderes derfor til at være målelig og kan forekomme i en del danske vand-

områder ved fremtidige øgede forekomster af stillehavsøsters. Effekterne af stillehavs-

østers på makroalger og ålegræs i forhold til udbredelse og formering viser, at stille-

havsøsters i de få undersøgelser, der er gennemført, ikke har en betydende effekt på ma-

kroalgernes udbredelse eller formering, mens stillehavsøsters kan, hvis de etablerer sig i

umiddelbar nærhed af ålegræs begrænse ålegræssets udbredelse. Den relative påvirk-

ning af stillehavsøsters på kvalitetselementerne makroalger og ålegræs vurderes til at

være potentiel målelig/kvantificerbar, men lille og uden betydning for de allerfleste

vandområder. Stillehavsøsters effekt på fytoplankton er dokumenteret både i forhold til

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

101

reduktion i klorofylkoncentrationer, ændringer i fytoplankton-sammensætningen, æn-

dring i forekomsten af zooplankton og i det samlede filtrationspotentiale. Imidlertid vi-

ser undersøgelserne, at stillehavsøsters ofte har lokal effekt på sammensætningen og

koncentrationen af fytoplankton, men det samlede filtrationspotentiale for et område

kan ændre sig, og store forekomster af stillehavsøsters kan potentielt påvirke fytoplank-

ton på bassinskala. Den relative påvirkning af stillehavsøsters på fytoplankton vurderes

til at være målelig og kan forekomme i berørte vandområder. Der er imidlertid ikke

konstateret forekomster af stillehavsøsters i danske vandområder i et omfang, hvor de

forventes at kunne påvirke koncentrationen af fytoplankton på vandområdeniveau.

12.5 Tilgængelige data

Der er generelt ikke foretaget undersøgelser af udbredelsen af stillehavsøsters i danske

farvande, men bestandene i Vadehavet, Limfjorden og Isefjord er blevet undersøgt, dog

uden at der har være tale om en systematisk og fuldt dækkende kortlægning i de tre om-

råder (figur 12.1). I Vadehavet er bestanden af stillehavsøsters undersøgt i 2005-2007

[43] og indenfor øerne i 2017-2018 (ikke publicerede data). Der er foretaget delvis kort-

lægning af stillehavsøsters i den indre del af Isefjord i 2007 og 2015 [37,44]. I Limfjor-

den har der i 2006 og 2011 været foretaget to systematiske undersøgelser på udvalgte

lokaliteter i den vestlige del af Limfjorden [45,46].

Figur 12.1. Vandområder hvor der er data for stillehavsøsters. Hvid: Ingen data om presfaktoren; Gul: Data for området men pres-

faktoren ikke tilstede; Lysegrøn: Presfaktoren tilstede men med for få data til analyse og; Mørkegrøn: Presfaktoren tilstede og med

potentielt tilstrækkeligt med data til at indgå i en analyse, evt. på tværs af vandområder.

102

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Samlet er kvaliteten af data for udbredelse af stillehavsøsters indsamlet før 2017 i Ise-

fjord, Vadehavet og Limfjorden ikke tilstrækkelig omfattende eller af tilfredsstillende

kvalitet til at kunne indgå i en analyse af stillehavsøsters effekt i de enkelte vandområ-

der. Derudover er det usikkert, om data for Isefjord og undersøgelserne i Limfjorden i

2006 og 2011 kan gøres tilgængelige.

12.6 Konklusion

Stillehavsøsters effekt på de forskellige kvalitetselementer er gennemgået i tabel 12.1,

og omfatter hovedsageligt studier fra udenlandske tidevandsområder og laboratoriefor-

søg. Kun ét studie er foretaget i dansk farvand [47], ligesom kun ét studie er foretaget i

subtidale områder [5]. Det er derfor tvivlsomt om de fundne mekanismer i udenlandske

tidevandsområder kan overføres til subtidale danske farvande. Derudover er de fundne

mekanismer hovedsageligt dokumenteret på forsøgsniveau (plots) eller på lokal skala,

mens mekanismer på bassinskala kun er undersøgt i ganske få studier [19,35]. Samlet er

der således ikke grundig dokumentation af påvirkningsmekanismer under danske for-

hold, og der er ikke datagrundlag for en fyldestgørende analyse af stillehavsøsters på-

virkningsmekanismer på kvalitetselementerne på vandområdeniveau (se endvidere tabel

12.2).

Tabel 12 2. Stillehavsøsters’ egnethed til at indgå i analyser vedr. 3. generations vandplaner. Egnethed er angivet for hvert kvalitets-

element og samlet ved brug af følgende skala 1-5: 1) Påvirkningsmekanisme kan ikke dokumenteres; 2) Påvirkningsmekanisme

dokumenteret, men ingen potentiel væsentlig effekt i danske farvande på vandområdeniveau; 3) Potentiel væsentlig effekt, men ikke

datagrundlag for egentlige analyser; 4) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i få (<10) vandområder; 5)

Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i mange vandområder.

Presfaktor

Stillehavsøsters

Fytoplankton

Kvalitetselementer

Ålegræs

Makroalger

Bundfauna

Støtteparametre

Iltforhold

Sigtdybde

12.7 Referencer

Gili JM, Coma R. Benthic suspension feeders: their paramount role in littoral marine food webs. Trends Ecol

Evol (Amst). 1998;13: 316–321.

Jones CG, Lawton JH, Shachak M. Organisms as Ecosystem Engineers. Oikos. 1994;69: 373.

doi:10.2307/3545850

van Broekhoven W. Macrofaunal diversity on beds of Pacific oysters (Crassostrea

gigas)

in the Ooster-

schelde estuary. 2005.

Hollander J, Blomfeldt J, Carlsson P, Strand Å. Effects of the alien Pacific oyster (Crassostrea

gigas)

subtidal macrozoobenthos communities. Mar Biol. Springer Berlin Heidelberg; 2015;162: 547–555.

doi:10.1007/s00227-014-2604-6

Norling P, Lindegarth M, Lindegarth S, Strand A. Effects of live and post-mortem shell structures of inva-

sive Pacific oysters and native blue mussels on macrofauna and fish. Mar Ecol-Prog Ser. 2015;518: 123–

138. doi:10.3354/meps11044

Orensanz J, Schwindt E, Pastorino G, Bortolus A, Casas G, Darrigran G, et al. No Longer The Pristine Con-

fines of the World Ocean: A Survey of Exotic Marine Species in the Southwestern Atlantic. Biological Inva-

sions. Kluwer Academic Publishers; 2002;4: 115–143. doi:10.1023/A:1020596916153

Padilla DK. Context-dependent Impacts of a Non-native Ecosystem Engineer, the Pacific Oyster

Crassostrea gigas.

Integrative and Comparative Biology. Oxford University Press; 2010;50: 213–225.

doi:10.1093/icb/icq080

Williams SL. Introduced species in seagrass ecosystems: Status and concerns. J Exp Mar Biol Ecol. Else-

vier; 2007;350: 89–110. doi:10.1016/j.jembe.2007.05.032

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

103

10.

11.

12.

13.

14.

15.

16.

17.

18.

19.

20.

21.

22.

23.

24.

25.

26.

27.

28.

29.

30.

31.

32.

Herbert RJH, Humphreys J, Davies CJ, Roberts C, Fletcher S, Crowe T. Ecological impacts of non-native

Pacific oysters (Crassostrea

gigas)

and management measures for protected areas in Europe. Biodivers Con-

serv. Springer Netherlands; 2016; 1–31. doi:10.1007/s10531-016-1209-4

Green D, Crowe T. Context- and density-dependent effects of introduced oysters on biodiversity. Biological

Invasions. Springer International Publishing; 2014;16: 1145–1163. doi:10.1007/s10530-013-0569-x

Green D, Rocha C, Crowe T. Effects of Non-indigenous Oysters on Ecosystem Processes Vary with Abun-

dance and Context. Ecosystems. 2nd ed. Springer US; 2013;16: 881–893. doi:10.1007/s10021-013-9659-y

Lejart M, Hily C. Differential response of benthic macrofauna to the formation of novel oyster reefs

(Crassostrea

gigas,

Thunberg) on soft and rocky substrate in the intertidal of the Bay of Brest, France. J Sea

Res. 2011;65: 84–93. doi:10.1016/j.seares.2010.07.004

Markert A, Wehrmann A, Kroencke I. Recently established

Crassostrea-reefs

versus native

Mytilus-beds:

differences in ecosystem engineering affects the macrofaunal communities (Wadden Sea of Lower Saxony,

southern German Bight). Biological Invasions. Springer Netherlands; 2010;12: 15–32. doi:10.1007/s10530-

009-9425-4

Kochmann J, Buschbaum C, Volkenborn N, Reise K. Shift from native mussels to alien oysters: Differential

effects of ecosystem engineers. J Exp Mar Biol Ecol. 2008;364: 1–10. doi:10.1016/j.jembe.2008.05.015

Zwerschke N, Hollyman P, Wild R, Strigner R, Turner J, King J. Limited impact of an invasive oyster on

intertidal assemblage structure and biodiversity: the importance of environmental context and functional

equivalency with native species. Mar Biol. 2nd ed. Springer Berlin Heidelberg; 2018;165: 89.

doi:10.1007/s00227-018-3338-7

Zwerschke N, Emmerson MC, Roberts D, O'Connor N. Benthic assemblages associated with native and non-

native oysters are similar. Mar Pollut Bull. 2016;111: 305–310. doi:10.1016/j marpolbul.2016.06.094

Mendez M, Schwindt E, Bortolus A, Roche A, Maggioni M, Narvarte M. Ecological impacts of the austral-

most population of

Crassostrea gigas

in South America: a matter of time? Ecol Res. Springer Japan;

2015;30: 979–987. doi:10.1007/s11284-015-1298-7

Drent J, Dekker, R. Macrofauna associated with mussels,

Mytilus edulis

L., in the subtidal of the western

Dutch Wadden Sea. NIOZ Report. 2013.

Troost K. Causes and effects of a highly successful marine invasion: Case-study of the introduced Pacific

oyster

Crassostrea gigas

in continental NW European estuaries. J Sea Res. 2010;64: 145–165.

doi:10.1016/j.seares.2010.02.004

Green D, Crowe T. Physical and biological effects of introduced oysters on biodiversity in an intertidal boul-

der field. Mar Ecol-Prog Ser. 2013;482: 119–132. doi:10.3354/meps10241

Cook E, Beveridge C, Lamont P, O’Higgins T, Wilding T. Survey of wild Pacific oyster

Crassostrea gigas

in Scotland. Scottish Aquaculture Research Forum Report. 2014. Report No.: XXX.

Wagner E, Dumbauld B, Hacker S, Trimble A, Wisehart L, Ruesink J. Density-dependent effects of an intro-

duced oyster,

Crassostrea gigas,

on a native intertidal seagrass,

Zostera marina.

Mar Ecol-Prog Ser.

2012;468: 149–160. doi:10.3354/meps09952

Shreffler D, Griffin K. Ecological interactions among eelgrass, oysters, and burrowing shripm in Tillamook

Bay, Oregon. Tillamook County Performance Partnership. 2000 Jan. doi:10.15760/etd.1927

Kelly J, Volpe J. Native eelgrass (Zostera

marina

L.) survival and growth adjacent to non-native oysters

(Crassostrea

gigas

Thunberg) in the Strait of Georgia, British Columbia. Botanica Marina. Walter de Gruy-

ter; 2007;50: 143–150. doi:10.1515/BOT.2007.017

Mazouni N. Influence of suspended oyster cultures on nitrogen regeneration in a coastal lagoon (Thau,

France). Mar Ecol-Prog Ser. 2004;276: 103–113.

Green D, Boots B, Crowe T. Effects of Non-Indigenous Oysters on Microbial Diversity and Ecosystem

Functioning. Cebrian J, editor. PLOS ONE. Public Library of Science; 2012;7: e48410. doi:10.1371/jour-

nal.pone.0048410

Bacher C, Bioteau H, Chapelle A. Modelling the impact of a cultivated oyster population on the nitrogen

dynamics: The Thau Lagoon case (France). Ophelia; 1995;42: 29–54.

doi:10.1080/00785326.1995.10431496

Caffrey JM, Hollibaugh JT, Mortazavi B. Living oysters and their shells as sites of nitrification and denitrifi-

cation. Mar Pollut Bull. 2016;112: 86–90. doi:10.1016/j marpolbul.2016.08.038

Wheat E, Ruesink J. Commercially-cultured oysters (Crassostrea

gigas)

exert top-down control on intertidal

pelagic resources in Willapa Bay, Washington, USA. J Sea Res. Elsevier; 2013;81: 33–39.

doi:10.1016/j.seares.2013.04.006

Jiang Z, Chen Q, Zeng J, Liao Y, Shou L, Liu J. Phytoplankton community distribution in relation to envi-

ronmental parameters in three aquaculture systems in a Chinese subtropical eutrophic bay. Mar Ecol-Prog

Ser. 2012;446: 73–89. doi:10.2307/24875349

Grangeré K, Lefebvre S, Bacher C, Cugier P, Ménesguen A. Modelling the spatial heterogeneity of ecologi-

cal processes in an intertidal estuarine bay: dynamic interactions between bivalces and phytoplankton. Mar

Ecol-Prog Ser. 2010;415: 141–158. doi:10.2307/24875234

Dupuy C, Vaquer A, Lam-Höai T, Rougier C, Mazouni N, Lautier J, et al. Feeding rate of the oyster

Crassostrea gigas

in a natural planktonic community of the Mediterranean Thau Lagoon. Mar Ecol-Prog

Ser. 2000;205: 171–184. doi:10.3354/meps205171

104

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

33.

34.

35.

36.

37.

38.

39.

40.

41.

42.

43.

44.

45.

46.

47.

Le Gall S, Hassen M, Le Gall P. Ingestion of a bacterivorous ciliate by the oyster

Crassostrea gigas:

proto-

zoa as a trophic link between picoplankton and benthic suspension-feeders. Mar Ecol-Prog Ser. 1997;152:

301–306. doi:10.3354/meps152301

Kamiyama T. Microzooplankton as a food source for the Pacific oyster

Crassostrea gigas:

seasonal variation

in gut contents and food availability. Fisheries Sci. Springer Japan; 2011;77: 961–974. doi:10.1007/s12562-

011-0409-9

Smaal AC, Schellekens T, van Stralen MR, Kromkamp JC. Decrease of the carrying capacity of the Ooster-

schelde estuary (SW Delta, NL) for bivalve filter feeders due to overgrazing? Aquaculture. 2013;404: 28–34.

doi:10.1016/j.aquaculture.2013.04.008

Miossec L, Le Deuff R, Goulletquer P. Alien species alert:

Crassostrea gigas

(Pacific oyster). ICES Cooper-

ative Research Report. ICES; 2009;299.

Wrange A-L, Valero J, Harkestad LS, Strand O, Lindegarth S, Christensen HT, et al. Massive settlements of

the Pacific oyster,

Crassostrea gigas,

in Scandinavia. Biological Invasions. Springer Netherlands; 2010;12:

1145–1152. doi:10.1007/s10530-009-9535-z

Jensen K, Knudsen J. A summary of alien marine benthic invertebrates in Danish waters. Oceanological and

Hydrobiological Studies. 2005;XXXIV: 137–162.

Cognie B, Haure J, Barille L. Spatial distribution in a temperate coastal ecosystem of the wild stock of the

farmed oyster

Crassostrea gigas

(Thunberg). Aquaculture. 2006;259: 249–259. doi:10.1016/j.aquacul-

ture.2006.05.037

Strand Å, Blanda E, Bodvin T, Davids JK, Jensen LF, Holm-Hansen TH, et al. Impact of an icy winter on

the Pacific oyster (Crassostrea

gigas

Thunberg, 1793) populations in Scandinavia. Aquatic Invasions.

2012;7: 433–440. doi:10.3391/ai.2012.7.3.014

Cardoso JFMF, Langlet D, Loff JF, Martins AR, Witte JIJ, Santos PT, et al. Spatial variability in growth and

reproduction of the Pacific oyster

Crassostrea gigas

(Thunberg, 1793) along the west European coast. J Sea

Res. 2007;57: 303–315. doi:10.1016/j.seares.2006.11.003

Reise K, Buschbaum C, Büttger H, Wegner KM. Invading oysters and native mussels: from hostile takeover

to compatible bedfellows. Ecosphere. 2017;8: e01949. doi:10.1002/ecs2.1949

Kristensen P, Pihl NJ. Blåmuslinge- og stillehavsøstersbestandene i det danske Vadehav 2007. DTU-Aqua-

rapport. 2008. Report No.: 181-08.

Nielsen M, Hansen BW, Vismann B. Feeding traits of the European flat oyster,

Ostrea edulis,

and the inva-

sive Pacific oyster,

Crassostrea gigas.

Mar Biol. Springer Berlin Heidelberg; 2017;164.

doi:10.1007/s00227-016-3041-5

Christensen H, Elmedal I. Den invasive stillehavsøsters,

Crassostrea gigas

i Limfjorden - inddragelse af bor-

gere og interessenter i forslag til en forvaltningsplan. DFU-rapport. 2007. Report No.: 170-07.

Groslier T, Christensen HT, Davids J, Dolmer P, Elmedal I, Holm MW, et al. Status of the Pacific Oyster

Crassostrea gigas

(Thunberg, 1793) in the western Limfjord, Denmark - Five years of population develop-

ment. Aquatic Invasions. 2014;9: 175–182. doi:10.3391/ai.2014.9.2.06

Vismann B, Holm MW, Davids JK, Dolmer P, Pedersen MF, Blanda E, et al. Field clearance of an intertidal

bivalve bed: relative significance of the co-occurring blue mussel

Mytilus edulis

and Pacific oyster

Crassostrea gigas.

Aquat Biol. 2016;25: 107–119. doi:10.3354/ab00661

Foto: Pernille Nielsen.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

105

13. Sortmundet kutling

13.1 Teoretisk påvirkningsmekanisme

Sortmundet kutling er en bundlevende fisk som spiser et bredt spektrum af invertebrater

og den kan i teorien påvirke kvalitetselementet bundfauna, både gennem konsumption

af store mængder af diverse bunddyr, men potentielt også ved at ændre artsammensæt-

ning/biodiversiteten, hvis den selektivt spiser nogle arter frem for andre. Den kan i teo-

rien også udkonkurrere/nedsætte forekomsten af andre bundlevende fiskearter og der-

igennem ændre prædationstrykket på den bentiske makrofauna. Hvis bundtypen tillader

det, så graver hannerne reder til hunnernes æg. Dette kan i teorien påvirke kvalitetsele-

mentet ålegræs. Sortmundet kutling kan påvirke kvalitetselementet fytoplankton ved at

selektivt spise muslinger, hvilket kan resultere i reduceret filtration af fytoplankton, med

en deraf følgende højere klorofylkoncentration og nedsat sigtedybde.

13.2 Dokumenteret påvirkning

Sortmundet kutling stammer fra den Ponto-Kaspiske region og er blevet introduceret til

danske farvande via brakvandsområder i Østersøen, hvor den er invasiv. Samtidig med,

at den blev observeret første gang i Østersøregionen (1990), blev den observeret i the

Great Lakes i USA, og den er efterfølgende også kommet til europæiske floder [1]. Der

findes substantielt mere litteratur fra de ferske The Great Lakes om effekter på bund-

fauna, og flere af disse har ’før’ og ’efter’ invasionen observationer, eller sammenligner

bifloder som er henholdsvist invaderet/ikke-invaderet af sortmundet kutling [fx 2-7].

Mange af disse studier er generelt også af mere kvantitativ karakter sammenlignet med

studier fra Østersøen og de store europæiske floder. Fordi nærværende analyse fokuse-

rer på marine vandområder vil der for potentielle effekter af sortmundet kutling på

bundfauna blive fokuseret på litteratur fra Østersøen. Relevant litteratur fra europæiske

floder vil dog også blive inkluderet. Sortmundet kutling er kendetegnet ved generelt at

have en bred diæt [8-12]. De bunddyr, som foretrækkes (om nogen), veksler til dels

både mellem og inden for en region/habitattype, hvilket sikkert afspejler lokale tilstede-

værelser af bunddyr (som også varierer med årstider) samt forskellige størrelser af fisk.

Nogle studier både i selve Østersøen og i floden Donau har vist, at sortmundet kutling

foretrækker muslinger [8, 9, 13], mens der er andre studier som tyder på at den hellere

vil have tanglopper [14, 15] eller fluer og biller [16].

Sortmundet kutling kan potentielt reducere forekomsten af andre fisk som lever i

samme økologiske niche. Eksempler på dette er river bullhead (Cottus

perifretum)

i flo-

den Meuse [17], og rødspætte (Platichthys

flesus)

i Østersøen (18). En eventuel kaska-

deeffekt af dette på bundfaunaen er kun dokumenteret i ét tilfælde, som viser, at juve-

nile pighvar i Østersøen har skiftet fra at spise hovedsageligt pungrejer til hesterejer ef-

ter sortmundet kutlings invasion (19). Det skal nævnes, at der også er studier, som ikke

har kunnet påvise negative effekter af sortmundet kutling på andre bundlevende fiskear-

ter (20, 16).

106

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Der er ingen studier som påviser effekter af sortmundet kutling på ålegræs (ej heller

ferskvandtypen vandaks i ferskvandsområder) eller makroalger, men en positiv effekt af

sortmundet kutling på fytoplankton er påvist i tre studier, alle fra the Great Lakes. I det

første studie, et mesocosm studie, resulterede tilstedeværelse af fisken i en signifikant

reduktion af biomassen af både muslinger samt snegle og fluer, med en efterfølgende

øget fytoplankton koncentration [21]. Ud fra resultaterne i det andet studie, et laborato-

rieforsøg, foreslår forfatterne, at den øgede fytoplankton koncentration, som observeres,

når sortmundet kutling er tilstede, skyldes både en direkte effekt, hvor fisken gennem

prædation fjerner muslinger samt en indirekte effekt, hvor tilstedeværelsen af denne

prædator påvirker muslingernes adfærd ved at nedsætte deres filtrationsrate [22]. I det

sidste af de ovenfornævnte studier, også et mesocosm forsøg, reducerede sortmundet

kutling mængden af snegle, hvilket resulterede i en øget mængde af bentiske alger. Når

muslinger også var tilstede blev denne effekt delvist modvirket (23).

Tabel 13 1 Sammenfatning af mekanismer, hvorved sortmundet kutling kan forventes at påvirke kvalitetselementerne bundfauna,

makroalger, ålegræs og fytoplankton

Parameter

Bundfauna

Teoretiske påvirknings-

mekanismer

Makrofauna arts- og

individ tæthed ændres

Bundfauna

Fytoplankton

Forekomst af hjemmehø-

rende fisk ændres så arts-

og individ tæthed for ma-

krofauna ændres

Klorofyl koncentration el-

ler sigtdybde påvirkes

Dokumenterede påvirk-

ningsmekanismer

1) Bred diæt

2) Tanglopper fortrækkes

over muslinger

3) Bred diæt, men præfe-

rence for muslinger

4) Præference for vår- og do-

venfluer samt biller

1) Juvenil pighvar ændret

diæt fra pungrejer til hestere-

jer pga. nedgang i pungrejer

1) Forårsager øget fytoplank-

ton koncentration

Referencer

1) 10, 11, 12

2) 14, 15,

3) 8, 9, 13

4) 16

1) 19

Noter

1) Lab og felt, Østersø

2) Felt, Donau floden

3) Felt og lab, Donau-

floden; Felt, Østersøen

4) Review, europæiske

floder

1) Feltstudier, Østersø

1) 21, 22, 23

1) Mesocosm- og lab

forsøg, Great Lakes

13.3 Påvirkningsmekanismernes afhængighed af andre faktorer

Sortmundet kutling menes at kunne tolerere et meget bredt temperaturspektrum, fra -1-

33°C [24-26], og der er på globalt plan etablerede populationer i både fersk og brak-

vand, men ikke i havvand. Temperaturene i Skandinavien svinger typisk mellem -1-

24°C [27], og vil efter al sandsynlighed ikke begrænse den sortmundede kutling. I

Østersøregionen migrerer fiskene dog væk fra kysten om vinteren, og ud på det dybere

vand, højst sandsynligt for at undgå det helt kolde, lave vand [28]. Forsøg med fisk fra

the Great Lakes har vist, at arten, når den er tilpasset et ferskvandsmiljø, ikke overlever

i havvand [29, 30]. I modsætning til dette har et nyligt laboratoriestudie vist, at hvis fi-

skene har deres oprindelse i et brakvandsmiljø og tilvænnes langsomt til stigende salt-

holdigheder, så vil over halvdelen af fiskene overleve i havvand (op til 30 PSU) [31].

Siden fisken først blev observeret i indre danske farvande ved Guldborgsund (Små-

landsfarvandet) i 2009, hvor der er 10-15 PSU, har den spredt sig med cirka 30 km om

året langs kysten, også nordpå [32]. Den ses nu ved saltholdigheder på omkring 20 PSU

[33]. Invasionen vil efter al sandsynlighed fortsætte nordpå de kommende år, hvor fi-

sken vil bevæge sig ind i de mere saltholdige områder i Kattegat-Skagerrak området.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

107

Dog kan eksponering til bølger i disse områder potentielt nedsætte spredningsrisikoen

[34].

13.4 Påvirkningens relative betydning

Samlet viser litteraturen, at invasion af sortmundet kutling medfører ændringer i artsam-

mensætning og biomassen af bundfauna. Graden af ændringerne afhænger af lokale for-

hold såsom den oprindelige bundfauna, fiskens størrelse og invasionshistorien, samt de

tætheder den forekommer med i området. Sortmundet kutling har ligeledes ofte – men

ikke altid – en effekt på andre bundlevende fiskearter, der er dog kun i ét af disse til-

fælde påvist en kaskadeeffekt af dette på bunddyr. Den relative påvirkning af sortmun-

det kutling på kvalitetselementet bundfauna vurderes samlet til at være målelig og fore-

kommende i en del af de områder, som sortmundet kutling har invaderet og etableret

gydepopulationer i. Der findes i litteraturen ingen eksempler på at sortmundet kutling

har påvirket makroalger og ålegræs i forhold til udbredelse og formering. Den relative

påvirkning af sortmundet kutling på disse kvalitetselementer vurderes derfor til ikke at

kunne dokumenteres. Sortmundet kutlings effekt på fytoplankton er dokumenteret i et

enkelt tilfælde, et ferskvands laboratorieforsøg som påviste øget koncentration af fy-

toplankton, når fisken var tilstede, forårsaget af øget prædation på snegle. Denne effekt

forsvandt dog, når muslinger var tilstede sammen med sortmundet kutling. Den relative

påvirkning af sortmundet kutling på fytoplankton vurderes til at være potentielt måle-

lig/kvantificerbar, men lille og med tvivlsom betydning i danske vandområder.

13.5 Tilgængelige data

Udbredelsen af sortmundet kutling i danske farvande (inklusive Bornholm) er blevet

moniteret siden arten første gang blev observeret i 2008, dog ikke med en systematisk

indsats, og det er svært, om ikke umuligt, at have et præcist overblik over udbredelsen

af en mobil, akvatisk art. Kortlægningen af sortmundet kutling viser også kun tilstede-

værelse, og angiver ikke, i hvor store tætheder den forekommer i områderne. Man ved

dog, at fisken i 2010 optrådte i store tætheder ved Guldborgsund (hvor den blev obser-

veret første gang i 2009), og en kontinuert spredning derfra er siden sket [32, 33]. Fra

2012 og frem blev moniteringen mere intensiv, hovedsagligt via snorkelundersøgelser,

og i Guldborgsund er der observeret en tæthed på 1.9 fisk per m

i 2013. Derudover er

der sparsom information om tætheder hovedsagligt opnået gennem interviews med fi-

skerne, hvor de i nogle områder (bl.a. Guldborgsund, Karrebæk og Kalvehave) beretter

om store bifangster af arten. Data om tilstedeværelse vurderes til at være af en god kva-

litet, dog foreligger der ikke estimater af tætheder af fisken i dens udbredelsesområde.

108

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Figur 13.1. Vandområder hvor der er data for sortmundet kutling. Hvid: Ingen data om presfaktoren; Gul: Data for området men

presfaktoren ikke tilstede; Lysegrøn: Presfaktoren tilstede men med for få data til analyse og; Mørkegrøn: Presfaktoren tilstede og

med potentielt tilstrækkeligt med data til at indgå i en analyse, evt. på tværs af vandområder.

13.6 Konklusion

Sortmundet kutlings effekter på kvalitetselementerne er opsummerede i tabel 1. Der er

ingen studier på effekter på kvalitetselementerne i danske kystområder, og langt største-

delen af litteraturen bygger på studier fra the Great Lakes samt disse søers bifloder.

Dette er ferskvandsystemer med andre trofiske interaktioner og påvirkninger end kyst-

nære marine/brakke vande. Derudover er søerne præget af gentagne invasioner af ikke-

hjemmehørende arter (blandt andet muslinger men også fisk), samt eutrofierings-medie-

rede økosystemændringer [se fx 35, 36]. De studier, som er lavet i Østersøregionen, er

fra specifikke kystområder ved Litauen, Letland, Estland og Finland, det vil sige på lo-

kal skala og med forskellig sammensætning af bundfauna og demografi og invasionshi-

storie af bestandene af sortmundet kutling, hvilket kan resultere i forskellig ressource-

udnyttelse [37]. For studierne fra de europæiske floder gør samme forhold sig gæl-

dende. Overordnet er der er ingen tvivl om, at sortmundet kutling har en effekt på de

økosystemer, som de har invaderet, især på bundfauna, men den/de specifikke effekter

er komplekse og det er vanskeligt at sammenligne mellem områder eller regioner [38].

Sammenholdt betyder dette at det anses som vanskeligt at foretage en fyldestgørende

analyse af sortmundet kutlings påvirkningsmekanismer på kvalitetselementerne på

vandområdeniveau ud fra den viden, som foreligger for nærværende (se endvidere tabel

13.1).

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

109

Tabel 13.2. Sortmundet kutlings egnethed til at indgå i analyser vedr. 3. generations vandplaner. Egnethed er angivet for hvert kvali-

tetselement og samlet ved brug af følgende skala 1-5: 1) Påvirkningsmekanisme kan ikke dokumenteres; 2) Påvirkningsmekanisme

dokumenteret, men ingen potentiel væsentlig effekt i danske farvande på vandområdeniveau; 3) Potentiel væsentlig effekt, men ikke

datagrundlag for egentlige analyser; 4) Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i få (<10) vandområder; 5)

Potentiel væsentlig effekt på vandområdeniveau og analyse mulig i mange vandområder.

Presfaktor

Sortmundet kutling

Fytoplankton

Kvalitetselementer

Ålegræs

Makroalger

Bundfauna

Støtteparametre

Iltforhold

Sigtdybde

13.7 Referencer

Kornis MS, Mercado-Silva N, Vander Zanden MJ. Twenty years of invasion: a review of round goby (Neo-

gobius melanostomus)

biology, spread and ecological implications. J. Fish. Biol. 2012; 80: 235-285.

Lederer A, Massart J, Janssen J. Impact of round gobies (Neogobius

melanostomus)

on dreissenids (Dreis-

sena polymorpha

and

Dreissena bugensis)

and the associated macroinvertebrate community across an inva-

sion front. J. Great Lakes Res. 2006; 32: 1–10.

Lederer A, Janssen J, Reed T, Wolf A. Impacts of the introduced Round Goby (Apollonia

melanostoma)

dreissenids (Dreissena

polymorpha

and

Dreissena bugensis)

and on macroinvertebrate community between

2003 and 2006 in the littoral zone of Green Bay, Lake Michigan. J. Great Lakes Res. 2008; 34: 690–697.

Kipp RM, Ricciardi A. Impacts of the Eurasian Round Goby (Neogobius

melanostomus)

on benthic commu-

nities in the upper St. Lawrence River. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 2012; 69: 469–486.

Kipp R, Hébert, Lacharite´ M, Ricciardi A. Impacts of predation by the Eurasian round goby (Neogobius

melanostomus) on molluscs in the upper St. Lawrence River. J. Great Lakes Res. 2012; 38: 78–89.

Barrett KB, Haynes JM, Warton DI. Thirty years of change in a benthic macroinvertebrate community of

southwestern Lake Ontario after invasion by four Ponto-Caspian species. Fresh. Sci. 2017; 36: 90-102.

Pennuto CM, Cudney KA, Janik CE. Fish invasion alters ecosystem function in a small heterotrophic

stream. Biol. Inv. 2018; 20: 1033-1047.

Järv L, Kotta J, Kotta I, Raid T. Linking the structure of benthic invertebrate communities and the diet of

native and invasive fish species in a brackish water ecosystem. An. Zool. Fennici 2011; 48: 129–141.

Skabeiki A, Lesutiené J. Feeding activity and diet composition of round goby (Neogobius melanostomus,

Pallas 1814) in the coastal waters of SE Baltic Sea. Oceano. Hydrobiol. Studies 2015; 44: 508–519.

Nurkse K, Kotta J, Orav-Kotta H, Ojaveer. A successful non-native predator, round goby, in the Baltic Sea:

generalist feeding strategy, diverse diet and high prey consumption. Hydrobiologia 2016; 777: 271–281.

Schrandt MN, Stone LC, Klimek B, Makelin S, Heck KL, Mattila J, Herlevi H. A laboratory study of poten-

tial effects of the invasive round goby on nearshore fauna of the Baltic Sea. Aquat. Invasions 2016; 11: 327–

335.

Oesterwind D, Bock C, Förster A, Gabel M, Henseler C, Kotterba P, Menge M, Myts D, Winkler HM. Pred-

ator and prey: the role of the round goby

Neogobius melanostomus

in the western Baltic. Mar. Biol. Res.

2017; 13: 188-197.

Števove B, Kováč V. Ontogenetic variations in the diet of two invasive gobies,

Neogobius melanostomus

(Pallas, 1814) and Ponticola kessleri (Günther, 1861), from the middle Danube (Slovakia) with notice on

their potential impact on benthic invertebrate communities. Sci. Total Environment 2016; 557-558: 510-519

Polačik M, Janáč M,

Jurajda P, (...), Trichkova T, Vassilev M. Invasive gobies in the Danube: Invasion suc-

cess facilitated by availability and selection of superior food resources. Ecol. Freshwater Fish 2009; 18: 640-

649.

Nurkse K., Kotta J, Rätsep M, Kotta I, Kreitsberg R. Experimental evaluation of the effects of the novel

predators, round goby and mud crab on benthic invertebrates in the Gulf of Riga, Baltic Sea. J. Mar. Biol.

Ass. of the United Kingdom 2018; 98: 1-7.

Piria M, Jakšić G, Jakovlić I, Treer T. Dietary habits of invasive Ponto-Caspian gobies in the Croatian part

of the Danube river basin and their potential impact on benthic fish communities. Sci. Total Env. 2016; 540:

386-395.

van Kessel N, Dorenbosch M, Kranenbarg J, van der Velde G, Leuven RSEW. Invasive Ponto-Caspian go-

bies rapidly reduce the abundance of protected native bullhead. Aquat. Inv. 2016; 11: 179-188.

Karlson AML, Almqvist G, Skóra KE, Appelberg M. Indications of competition between non-indigenous

round goby and native flounder in the Baltic Sea. ICES J. Mar. Sci. 2007; 64: 479-486.

Ustups D, Bergström U, Florin AB, Kruze E, Zilniece D, Elferts D, Knospina E, Uzars D. Diet overlap be-

tween juvenile flatfish and the invasive round goby in the central Baltic Sea (2016) J. Sea Res. 2016; 107:

121-129.

Janácˇ M, Valova´ Z, Roche K, Jurajda P. No effect of round goby

Neogobius melanostomus

colonisation on

young-of-the-year fish density or microhabitat use. Biol. Invasions 2016; 18: 2333–2347

10.

11.

12.

13.

14.

15.

16.

17.

18.

19.

20.

110

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

21.

22.

23.

24.

25.

26.

27.

28.

29.

30.

31.

32.

33.

34.

35.

36.

37.

38.

Kuhns LA, Berg MG. Benthic Invertebrate Community Responses to Round Goby (Neogobius

melanosto-

mus)

and Zebra Mussel (Dreissena

polymorpha)

Invasion in Southern Lake Michigan. J. Great Lakes Res.

1999; 25:910–917.

Naddafi R, Rudstam LG. Predator Diversity Effects in an Exotic Freshwater Food Web. PLoS ONE 2013; 8:

e72599

Pagnucco, K.S., Remmal, Y., Ricciardi, A. An invasive benthic fish magnifies trophic cascades and alters

pelagic communities in an experimental freshwater system. Fresh. Sci. 2016; 35: 654-665.

Moskal’kova KI (1996). Ecological and morphophysiological prerequisites to range extension in the round

goby

Neogobius melanostomus

under conditions of anthropogenic pollution. J. Ichth. 1996; 36: 584–590.

Sapota MR. The round goby (Neogobius

melanostomus)

in the Gulf of Gdánsk – a species introduction into

the Baltic Sea. Hydrobiologia 2004; 514: 219–224.

Cross EE, Rawding RS. Acute thermal tolerance in the round goby,

Apollonia melanostoma

(Neogobius

melanostomus).

J. Thermal Biol. 2009; 34: 85–92.

Strand Å, Blanda E, Bodvin T, (…), Hansen BW, Dolmer P. Impact of an icy winter on the Pacific oyster

(Crassostrea

gigas

Thunberg, 1793) populations in Scandinavia. Aquat. Invasions 2012; 3: 433–440.

Behrens et al. Pan-Baltic seasonal depth distribution. In preparation for Biol. Inv.

Ellis S, MacIsaac HJ. Salinity tolerance of Great Lakes invaders. Freshw. Biol. 2009; 54: 77-89.

Karsiotis SI, Pierce LR, Brown JE, Stepien CA. Salinity tolerance of the invasive round goby: experimental

implications for seawater ballast exchange and spread to North American estuaries. J. Great Lakes Res.

2012; 38: 121-128.

Behrens JW, van Deurs M, Christensen EAF. Evaluating dispersal potential of an invasive fish by the use of

aerobic scope and osmoregulation capacity. PLoS ONE 2017; 12(4): e0176038.

Azour F, van Deurs M, Behrens J, Carl H, HuÈssy K, Greisen K, et al. Invasion rate and population charac-

teristics of the invasive round goby

Neogobius melanostomus:

effects of density and invasion history. Aquat.

Biol. 2015; 24: 41-52

Carl H, Behrens J, Møller PM. Statusrapport vedr. udbredelsen af ikke-hjemmehørende fiskearter i danske farvande

(2016). Pp 35. In Danish.

Kotta J, Nurkse K, Puntila R, Ojaveer H. Shipping and natural environmental conditions define the distribu-

tion of the invasive non-indigenous round goby

Neogobius melanostomus

in a regional sea. Estuar. Coast

Shelf Sci. 2015; 169: 15-24.

Reid SM, Mandrak NE. Historical changes in the distribution of threatened channel darter (Percina

copelandi)

in Lake Erie with general observations on beach fish assemble. J. Great Lakes Res. 2008; 34:

324-333.

Hoyle JA, Bowlby JN, Brousseau CM, Johnson TB, Morrison BJ, Randall RG. Fish community structure in

the Bay of Quiente, Lake Ontario: The influence of nutrient levels and invasive species. Aquat. Ecosystem

Health Manag. 2012; 15: 370-384.

Herlevi H, Aarnio K, Puntila-Dodd R, Bonsdorff E. The food web positioning and trophic niche of the non-

indigenous round goby: a comparison between two Baltic Sea populations. 2018 Accepted Hydrobiologia

doi.org/10.1007/s10750-018-3667-z

Hirsch PE, N’Guyen A, Adrian-Kalchhauser I, Burkhardt-Holm P. What do we really know about the im-

pacts of one of the 100 worst invaders in Europe? A reality check. Ambio 2016; 45: 267-279.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

111

14. Sammenfatning og diskussion

14.1 Sammenfatning

I denne undersøgelse er kendt viden om en række andre presfaktorer på havmiljøet i

kystnære farvande end næringsstoffer og klimaforandringer sammenfattet. Som ud-

gangspunkt er der udelukkende medtaget viden om dokumenterede påvirkningsmeka-

nismer for de enkelte presfaktorer på kvalitetselementerne fytoplankton, bundfauna, ma-

kroalger og blomsterplanter (ålegræs), subsidiært støtteparametrene ilt og sigtdybde og

evt. de til kvalitetselementerne tilknyttede indikatorerne jf. vandrammedirektivet

(VRD). Præmissen er således, at tilstedeværelse af en presfaktor ikke i sig selv er nok til

at forvente en effekt på kvalitetselementerne. Der er heller ikke tale om en overordnet

økosystembaseret analyse af presfaktorernes betydning, ligesom presfaktorerne kan

have effekter på andre parametre fx havpattedyr eller fugle, uden at dette er medtaget i

undersøgelsen. Mangel på dokumenterede påvirkningsmekanismer i forhold til kvali-

tetselementerne, er derfor ikke ensbetydende med, at en presfaktor frikendes generelt

for påvirkning af det marine miljø. For de miljøfarlige stoffer skal der fx i VRD fastsæt-

tes kriterier for god kemisk tilstand for en lang række prioriterede stoffer bl.a. baseret på

toksikologiske undersøgelser. Nogle miljøfarlige stoffer kan således have negative ef-

fekter på det marine miljø uden at der er dokumenterede effekter på de økologiske kva-

litetselementer. Alternativt er der ikke dokumentation for effekter på kvalitetselemen-

terne, som det i vist omfang gælder for fx mikroplastik og nogle af de miljøfarlige stof-

fer.

Udgangspunktet for gennemgangen af den eksisterende viden har været strukturerede

reviews (se fx [1], www.environmentalevidence.org eller www.eviem.se), der er karak-

teriseret ved, at man gør ekstra meget ud af at dokumentere problemformulering, littera-

turvalg og potentielle fejlkilder dog således, at der er foretaget presfaktorspecifikke valg

i litteratursøgningen. Review-protokoller, der dokumenterer søgningen og udvælgelse af

litteraturen for hver enkelt presfaktor, er samlet i Bilag 1. For at sikre ensartethed i op-

gaveløsningen er alle reviews struktureret i forhold til en række fastlagte overskrifter: 1)

Redegørelse for teoretisk mulige påvirkningsmekanismer af presfaktoren på kvalitets-

elementer og støtteparametre; 2) Gennemgang og sammenfatning af dokumenterede på-

virkningsmekanismer på kvalitetselementer og støtteparametre; 3) Påvirkningsmekanis-

mens evt. afhængighed af andre faktorer som fx salinitet og temperatur; 4) Påvirknin-

gens relative betydning på vandområdeniveau; 5) Tilgængelighed af data for presfakto-

ren og fortrinsvis på vandområdeniveau; og 6) Konklusion om egnethed af presfaktoren

til at indgå i analyser i relation til 3. generations vandplaner.

Vurderingen af de dokumenterede påvirkningsmekanismers betydning er baseret på den

videnskabelige litteratur. Vurderingen af om en presfaktor på overordnet plan kan have

en væsentlig effekt på et kvalitetselement bygger således på en transparent og systema-

tisk udvælgelse og gennemgang af den tilgængelige videnskabelige litteratur, mens den

foreløbige vurdering af presfaktorens relative betydning på vandområdeniveau bygger

på ekspertvurderinger. Ved bedømmelserne af den relative betydning på vandområdeni-

112

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

veau har der været anvendt overordnede retningslinjer for vurderingen, som fx areal på-

virket af presfaktoren i forhold til totalt areal af vandområdet eller faktiske forekom-

mende koncentrationer i danske vandområder sammenholdt med studier af effekter på

kvalitetselementer ved forskellige koncentrationsniveauer. At en presfaktor er vurderet

til ikke at have væsentlig betydning for kvalitetselementerne på vandområdeniveau, er

imidlertid ikke det samme som, at der ikke lokalt kan være meget betydelige effekter af

presfaktoren, fx ved råstofindvinding, eller at der ikke kan være andre effekter på orga-

nismer højere i fødekæden som fisk og havpattedyr. Vurderingen vedrører udelukkende,

om det kan forventes, at presfaktoren potentielt vil kunne påvirke kvalitetselementerne

og støtteparametrene i væsentligt omfang på vandområdeniveau, og hvorvidt der poten-

tielt er et datagrundlag for en kvantificering heraf. Det betyder imidlertid ikke, at der

rent faktisk er en effekt på kvalitetselementerne på vandområdeniveau. Når det således

er vurderet (se tabel 14.1), at fx fiskeri potentielt kan påvirke bundfaunaen, betyder det

ikke, at der er garanti for, at den efterfølgende konkrete analyse vil kunne dokumentere

en faktisk effekt på vandområdeniveau endsige kvantificere den. Ved en vurdering på

vandområdeniveau bliver størrelsen og afgrænsningen af vandområderne selv sagt af

betydning for vurderingen. Alt andet lige vil der være faldende potentiel effekt af en

presfaktor med stigende størrelse af et vandområde. Fx vil presfaktorer relateret til sejl-

render som skibstrafik og graveaktivitet for at vedligeholde sejlrenden have større be-

tydning i små vandområder som Randers Inderfjord sammenlignet med betydningen i

relativet store vandområder som Ålborg Bugt eller vandområde 156 omfattende det me-

ste af Limfjorden. En typologi for vandområder, der primært er relevant i relation til på-

virkning med næringsstoffer og udveksling af disse med tilstødende bassiner er således

ikke nødvendigvis egnet i relation til andre presfaktorer, der primært påvirker lokalt

frem for på bassin-skala.

Presfaktorerne grupperer sig i forskellige kategorier. En række presfaktorer som fysiske

konstruktioner, råstofindvinding, klapning, fiskeri og i et vist omfang skibsfart har lo-

kale effekter på miljøet. Det er i det punkt, hvor der graves, eller hvor der fiskes, at den

primære effekt af presfaktoren forekommer. I andre dele af et vandområde end det be-

rørte, vil der ikke være en effekt af presfaktoren, med mindre det påvirkede areal er så

stort eller nøglehabitater berøres direkte, så der kan forventes kaskadeeffekter på bassin-

skala. Disse lokalt afgrænsede presfaktorer er endvidere karakteriserede ved, at data-

grundlaget for presfaktoren er ganske veldokumenteret. Det er således kendt, hvor fx rå-

stofindvindingerne finder sted ligesom det er kendt, hvor de fysiske konstruktioner er

placeret. For fiskeri og skibstrafik findes der ligeledes en del data fra især de senere år,

som kan stedfæste aktiviteten. Samlet set er der for ”de lokale presfaktorer” datagrund-

lag i form af viden om deres tilstedeværelse og evt. omfang i gennemsnitligt 82% af de

119 vandområder, der indgår i vandplanerne Det vil alt andet lige øge mulighederne for

at foretage videre analyser af presfaktorens betydning for kvalitetselementerne. I denne

undersøgelse er der ikke taget stilling til, om der er et tilstrækkeligt geografisk match

med data for presfaktorer samt kvalitetselementer og støtteparametre indsamlet under

det nationale overvågningsprogram (NOVANA), og om analyserne kan foretages med

tilstrækkelige statistisk sikkerhed. Overvågningen i regi af NOVANA har dog primært

fokus på effekter af presfaktorer (primært næringsstoffer), der påvirker hele vandområ-

det, og er derfor ikke velegnet til at dokumentere lokale effekter.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

113

Andre presfaktorer end de lokale påvirker på bassinskala. Det gælder fx sluser/dæmnin-

ger, plastik og miljøfarlige stoffer og i et vist omfang også de invasive arter. For de in-

vasive arter gælder det især for de mobile arter som amerikansk ribbegople og sortmun-

det kutling, men også de fastsiddende arter spreder sig over tid til hele bassiner om end

de kan have fx dybde- eller substratmæssige præferencer, som begrænser den faktiske

udbredelse. For disse presfaktorer er der typisk et ringere datagrundlag for en analyse og

ofte en mere sparsom dokumentation for påvirkningsmekanismerne, hvilket forringer

mulighederne for en udvidet undersøgelse. For de ”diffuse presfaktorer” er der data-

grundlag for evt. videre analyse i gennemsnitligt 26% af vandområderne.

For alle presfaktorer har reviews demonstreret dokumenterede påvirkningsmekanismer

på minimum ét af kvalitetselementerne (tabel 14.1) i overensstemmelse med forventnin-

gen om, at de valgte presfaktorer potentielt kan have betydning for det kystnære marine

miljø. Det kvalitetselement, hvor der er dokumenterede påvirkningsmekanismer for flest

presfaktorer er bundfauna, mens der er færrest dokumenterede påvirkningsmekanismer

for fytoplankton. I langt de fleste af kombinationerne presfaktor/kvalitetselement (61%)

resulterede reviews i vurderingen, at der er en dokumenteret påvirkningsmekanisme af

en given presfaktor på et givent kvalitetselement, men at effekten ikke er potentiel væ-

sentlig på vandområdeniveau. Det betyder, at det ikke kan forventes, at inddragelse af

disse presfaktorer i analyserne op til 3. generations vandplaner vil resultere i et doku-

menteret indsatsbehov. Ligeledes vil inddragelse af de 27%, hvor der ikke kunne doku-

menteres en mekanisme som kan påvirke kvalitetselementerne i danske vandområder

signifikant, heller ikke kunne forventes at resultere i dokumenterede indsatsbehov. For

støtteparametrene er den dokumenterede viden endnu mere sparsom, idet der kun er do-

kumenterede påvirkningsmekanismer for under halvdelen af støtteparametrene.

Samlet set er der kun fundet dokumenterede påvirkningsmekanismer af potentiel væ-

sentlig betydning på vandområdeniveau for syv presfaktorer: Fiskeri, sluser/dæmninger,

graveaktivitet, TBT, sargassotang, amerikansk ribbegople og sortmundet kutling (se ta-

bel 14.1), hvoraf sargassotang kun har potentiel effekt på vandområdeniveau på kvali-

tetselementet makroalger og der for amerikansk ribbegople og sortmundet kutling ikke

er datagrundlag til analyse af evt. effekter. For TBT gælder, at stoffet er udfaset og ef-

fekten i aftagen. For kun én presfaktor, sluser/dæmninger, er der for støtteparametrene

fundet dokumenteret effekt af potentiel væsentlig betydning på vandområdeniveau. Det

skal understreges, at fordi denne analyse peger på disse presfaktorer som af potentiel be-

tydning er det ikke det samme som, at en udvidet analyse rent faktisk kan demonstrere

en effekt på vandområdeniveau med en tilstrækkeligt høj statistisk sandsynlighed. I

denne undersøgelse er der udelukkende demonstreret et potentiale i form af påvirk-

ningsmekanismer, som litteraturen viser kan have en signifikant effekt, omfang af pres-

faktoren på vandområdeniveau og mulighederne for at foretage en efterfølgende ana-

lyse. Tilsvarende kan det heller ikke konkluderes, at de andre analyserede presfaktorer

er helt uden betydning for det kystnære havmiljø, fx lokalt. Det er blot ikke muligt med

den nuværende viden og det eksiterende datagrundlag at lave analyser, der er relevante i

forhold til 3. generations vandplaner.

114

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Figur 14.1. Tilstedeværelse af 16 presfaktorer (sluser/dæmninger, havne, havvindmøller, kystbeskyttelse, rør/kabler, råstofindvin-

ding, klapning, graveaktivitet, fiskeri, butblæret sargassotang, amerikansk ribbegople, stillehavsøsters, sortmundet kutling, miljøfar-

lige stoffer, plastikaffald, mikroplast) fordelt på vandområder. Presfaktorerne indgår som værende tilstede, uanset om der er til-

strækkeligt data til egentlig analyse eller ej.

Figur 14.2. Tilstedeværelse af 6 presfaktorer med potentielt væsentlig effekt på vandområdeniveau (sluser/dæmninger, graveaktivi-

tet, fiskeri, butblæret sargassotang, amerikansk ribbegople og sortmundet kutling fordelt på vandområder. Presfaktorerne indgår som

værende tilstede, uanset om der er tilstrækkeligt data til egentlig analyse eller ej.

116

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

14.2 Videnshuller

I afsnittene om de enkelte presfaktorer behandlet i denne rapport er den aktuelle viden

og videnshullerne beskrevet. Samlet demonstrerer denne undersøgelse, at der for mange

presfaktorer er begrænset viden om deres effekter på kvalitetselementerne dog således,

at der generelt er mest viden om effekter på bundfauna. For de lokalt afgrænsede pres-

faktorer (fiskeri, råstofindvinding mm) kan generel viden om effekter af fysisk forstyr-

relse i et vist omfang kompensere for evt. mangel på specifikke undersøgelser. Det kræ-

ver således ikke specifikke undersøgelser at fastslå, at fx placering af en bropille eller et

vindmøllefundament vil påvirke ålegræs i det punkt, den fysiske konstruktion bliver

placeret uden, at dette nødvendigvis har været genstand for en videnskabelig undersø-

gelse. Derimod er indirekte effekter af lokalt afgrænsede presfaktorer, fx resuspension

af sediment eller associerede kaskadeeffekter, ikke tilsvarende intuitive og her mangler

der ofte videnskabelig dokumentation af effekter på kvalitetselementerne og endnu mere

på støtteparametrene. For de lokalt afgrænsede presfaktorer er der som oftest data til rå-

dighed angående selve presfaktoren, men ikke nødvendigvis for kvalitetselementerne og

støtteparametrene. Der er imidlertid ikke hermed taget stilling til, om datagrundlaget for

presfaktoren geografisk matcher data for kvalitetselementerne, typisk indsamlet i NO-

VANA-programmet. Ligeledes mangler der i betydeligt omfang viden og data om af-

ledte effekter fx relateret til sediment-spredning forårsaget af aktiviteten. Noget af data-

manglen i relation til sedimentspredning kan der dog i et vist omfang kompenseres for

med hydrodynamisk modellering.

Presfaktorer med virkning på bassinskala er generelt karakteriseret ved begrænset eller

fraværende dokumentation af påvirkningsmekanismer. Det gælder især miljøfarlige

stoffer og mikroplast. Fokus på effekter i det marine miljø af disse presfaktorer ligger

ofte på højere trofiske niveauer end kvalitetselementerne eller – som det gør sig gæl-

dende for miljøfarlige stoffer – der er tale om mange forskellige påvirkningsmekanis-

mer relateret specifikt til en stofgruppe eller konkrete kemiske forbindelser. For både

miljøfarlige stoffer – men især for mikroplast – er der endvidere et meget begrænset da-

tagrundlag for egentlige analyser, i det omfang påvirkningsmekanismer overhovedet har

kunnet dokumenteres. Med forbehold for en begrænset viden og et sparsomt datamateri-

ale, som samlet repræsenterer en væsentlig mangel på viden for at forstå effekter af

disse presfaktorer i det marine miljø, vurderer vi imidlertid, at der ikke er anledning til

at tro, at flere undersøgelser og mere viden i sig selv vil gøre det relevant at inddrage

mikroplast og miljøfarlige stoffer i analyser med henblik på indsatser i 3. generations

vandplaner. Ved at sammenholde den faktisk eksisterende viden med de data for fore-

komster/koncentrationer, der er dokumenteret, er det nemlig i langt de fleste danske

vandområder ikke sandsynligt, at der vil kunne dokumenteres væsentlige effekter på

vandområdeniveau på kvalitetselementerne. Miljøfarlige stoffer er endvidere separat

omfattet af VRD i relation til kemisk miljøtilstand, hvoraf der kan defineres indsatsbe-

hov.

Med hensyn til de invasive arter er billedet et andet. For nogle arter, som butblæret sar-

gassotang, er der en ganske veldokumenteret international og delvist national litteratur

om potentielle effekter og arten har været observeret i danske farvande i mange år og

kan derfor anses for at have et som minimum foreløbigt stabiliseret udbredelsesområde.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

117

Der er endvidere data, der kan understøtte en egentlig analyse. For andre arter som fx

amerikansk ribbegople, er der dokumenteret viden både internationalt og i et vist om-

fang også fra relevante vandområder. Der mangler imidlertid helt data, der kan bruges

til en egentlig analyse. Og endelig er der arter, fx sortmundet kutling, hvor der hverken

er entydig viden i marine områder endsige data, der kan understøtte en analyse. Generelt

for invasive arter mangler der specifik viden i relevante typer af økosystemer om effek-

ter på kvalitetselementerne i forhold til at inddrage dem i videre analyser til implemen-

tering i 3. generations vandplaner.

14.3 Konklusion

På baggrund af analyse af dokumenterede påvirkningsmekanismer, vurdering af relativ

betydning på vandområdeniveau og tilgængelighed af data til videre analyse på vand-

områdeniveau vil det for de fleste af de undersøgte presfaktorer ikke være muligt at fo-

retage videre analyser, der er relevante i forhold til 3. generations vandplaner. For en

mindre gruppe presfaktorer vil det i et varierende antal vandområder være muligt at fo-

retage uddybende analyser baseret på dokumenterede påvirkningsmekanismer. Der er

hermed ikke taget stilling om sådanne analyser rent faktisk vil udmønte sig i dokumen-

tation af effekt i vandområderne og dermed om de kan udmøntes i indsatsbehov. Dertil

kommer, at der i givet fald skal tages stilling til, hvordan nye presfaktorer kan kumule-

res med dokumenterede presfaktorer som næringsstoffer.

118

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Bilag A

Review-protokoller

Råstofvinding

Litteratur som beskriver effekter af råstofindvinding i forhold til kvalitetselementerne

bundplanter, bunddyr og planteplankton er fundet ved, at der for hvert kvalitetselement

er lavet en selvstændig litteratursøgning i databasen Web of Science (WoS). Desuden er

der i Google Scholar (GS) fremsøgt engelsk og dansksprogede videnskabelige rappor-

ter, der omhandler effekter af råstofindvinding på kvalitetselementerne. Desuden blev

listen med relevant litteratur suppleret med publikationer fundet på anden vis end ved

standardiserede søgninger. Søgning blev tidsmæssigt afgrænset til perioden 1990 - 2018

(maj).

Web of Science (WoS)

# 9

#8 OR #7 OR #6 OR #5 OR #4 OR #3 OR #2 OR #1

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=All years

# 8

TS= ((aggregate extraction OR aggregate dredging ) AND (light attenua-

tion OR secchi OR Water clarity OR turbidity) AND (marine OR estuar*

OR coast*) AND (meta-analys* OR review))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=All years

# 7

TS= ((aggregate extraction OR aggregate dredging) AND (light attenuation

OR secchi OR Water clarity OR turbidity) AND (marine OR estuar* OR

coast*))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=All years

# 6

TS= ((aggregate extraction OR aggregate dredging ) AND (phytoplankton

OR Chlorophyll*) AND (marine OR estuar* OR coast*))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=All years

# 5

TS= ((aggregate extraction OR aggregate dredging ) AND (Zostera OR

Eelgrass OR Angiosperm OR "sea grass") AND (marine OR estuar* OR

coast*) AND (meta-analys* OR review))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=All years

# 4

TS= ((aggregate extraction OR aggregate dredging ) AND (Zostera OR

Eelgrass OR Angiosperm OR "sea grass") AND (marine OR estuar* OR

coast*))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=All years

# 3

TS= ((aggregate extraction OR aggregate dredging ) AND (macro algae

OR algae OR Seaweed) AND (marine OR estuar* OR coast*))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=All years

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

119

TS= ((aggregate extraction OR aggregate dredging )AND (benthos OR

macrofauna OR benthic) AND (density OR species richness OR biomass

OR species composition) AND (marine OR estuar* OR coast*) AND

(meta-analys* OR review) )

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=All years

# 1

TS= ((aggregate extraction OR aggregate dredging )AND (benthos OR

macrofauna OR benthic) AND (density OR species richness OR biomass

OR species composition) AND (marine OR estuar* OR coast*))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=All years

Søgningen resulterede i 45 unikke artikler. Sortering ud fra relevant titel reducerede

publikationslisten til 34. Herefter blev alle abstrakts gennemlæst, hvilket reducerede li-

sten til 30 relevante engelsksprogede publikationer.

Google Scholar (GS)

Engelsksprogede publikationer

Søgning i GS, som blev foretaget med søgestrengen ("aggregate extraction" OR "aggre-

gate dredging") AND (source:report) AND (marine OR Estuar* OR coast), resulterede i

77 hits, når citater ekskluderes.

Sortering ud fra relevant titel reducerede listen til 24 publikationer. Ved gennemlæsning

af abstrakts og indholdsfortegnelser blev listen reduceret til 7 publikationer, som ikke

overlapper med resultatet af søgningen i WoS. Fra søgningen på dansksproget litteratur

(se nedenfor), blev overflyttet en engelsksproget publikation. Derfor blev derfor samlet

fundet 8 engelsksprogede publikationer via GS

Dansksproget publikationer

Søgning på ”råstofindvinding” gav 180 resultater. Sortering efter relevant titel reduce-

rede listen til 18 publikationer. Yderligere sortering ved gennemgang af nøgleord og

indholdsfortegnelser reducerede listen til 12, heraf blev 3 dubletter fjernet, hvilket resul-

terede i en liste på 9 publikationer. To af disse publikationer var engelsksprogede, som

blev overflyttet til listen bestående af engelsksprogede publikationer omtalt ovenfor,

hvoraf den ene var en duplikat. Tilbage var således 7 danske publikationer.

Publikationer fundet ved andre metoder end standardiserede søgninger

De standardiserede søgninger blev suppleret med publikationer fundet på anden vis,

bl.a. efter forespørgsel hos Miljøstyrelsen, som er den ansvarlige myndighed for forvalt-

ningen af råstofindvinding på havet. Dette førte til yderligere 10 engelsksprogede og 8

dansksprogede publikationer.

Resultat af review-protokol

Samlet førte litteratursøgningerne til udvælgelse af 63 publikationer, hvoraf 48 var en-

gelsksprogede og 15 dansksprogede. Af disse publikationer er der refereret til 15 i selve

reviewet, mens de resterende artikler listet nedenfor udgør baggrundslitteratur for em-

net.

120

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Baggrundslitteratur

Engelsksproget

Barry, J., Boyd, S., & Fryer, R. (2010). Modelling the effects of marine aggregate

extraction on benthic assemblages.

Journal of the Marine Biological Association

of the United Kingdom, 90(1),

105-114.

Bokuniewicz, H., Carlin, D., Cato, I., Dijkshoorn, C., Alonso Rodríguez, J., Hostens,

K., Sutton, G. (2012). Report of the Working Group on the Effects of Extraction

of Marine Sediments on the Marine Ecosystem, WGEXT, 16-20 April 2012,

Rouen, France. ICES WGEXT Report 2012.

Bolam, S.G (2011). Burial survival of benthic macrofauna following deposition of

simulated dredged material. Environ Monit Assess, 181, 13–27.

doi:10.1007/s10661-010-1809-5

Bonne, W. (2010). Macrobenthos characteristics and distribution, following intensive

sand extraction from a subtidal sandbank. Journal of Coastal Research, 141-150.

Boyd, S., Cooper, K., Limpenny, D., Kilbride, R., Rees, H., Dearnaley, M., Morris, C.

(2004). Assessment of the re-habilitation of the seabed following marine

aggregate dredging.

Science series technical report. Centre for Environment,

Fisheries and Aquaculture Science, 121,

154.

Boyd, S. E., & Rees, H. L. (2003). An examination of the spatial scale of impact on the

marine benthos arising from marine aggregate extraction in the central English

Channel.

Estuarine Coastal and Shelf Science, 57(1-2),

1-16.

Ceia, F. R., Patricio, J., Franco, J., Pinto, R., Fernandez-Boo, S., Losi, V., Neto, J. M.

(2013). Assessment of estuarine macrobenthic assemblages and ecological

quality status at a dredging site in a southern Europe estuary.

Ocean & Coastal

Management, 72,

80-92.

Coates, D., van Hoey, G., Colson, L., Vincx, M., & Vanaverbeke, J. (2015). Rapid

macrobenthic recovery after dredging activities in an offshore wind farm in the

Belgian part of the North Sea.

Hydrobiologia, 756(1),

3-18.

Cooper, K., Eggleton, J., Vize, S., Vanstaen, K., Smith, R., Boyd, S., Limpenny, D.

(2005). Assessment of the re-habilitation of the seabed following marine

aggregate dredging-part II.

Science series technical report. Centre for

Environment, Fisheries and Aquaculture Science, 130,

82.

Cooper, K. M., Curtis, M., Hussin, W., Frojan, C., Defew, E. C., Nye, V., & Paterson,

D. M. (2011). Implications of dredging induced changes in sediment particle

size composition for the structure and function of marine benthic macrofaunal

communities.

Marine Pollution Bulletin, 62(10),

2087-2094.

Cottrell, R. S., Black, K. D., Hutchison, Z. L., & Last, K. S. (2016). The Influence of

Organic Material and Temperature on the Burial Tolerance of the Blue Mussel,

Mytilus edulis: Considerations for the Management of Marine Aggregate

Dredging.

Plos One, 11(1),

1-20.

Crowe, S. E., Bergquist, D. C., Sanger, D. M., & Van Dolah, R. F. (2016). Physical and

Biological Alterations Following Dredging in Two Beach Nourishment Borrow

Areas in South Carolina's Coastal Zone.

Journal of Coastal Research, 32(4),

875-889.

De Backer, A., Van Hoey, G., Coates, D., Vanaverbeke, J., & Hostens, K. (2014).

Similar diversity-disturbance responses to different physical impacts: Three

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

121

cases of small-scale biodiversity increase in the Belgian part of the North Sea.

Marine Pollution Bulletin, 84(1-2),

251-262.

De Jong, M.F., Borsje, B.W., Baptist, M.J, van der Wal, J.T., Lindeboom, H.J., &

Hoekstra, P. (2016). Ecosystem-based design rules for marine sand extration

sites, Ecological Engeniering 87, 271-280.

Desprez, M. (2000). Physical and biological impact of marine aggregate extraction

along the French coast of the Eastern English Channel: short- and long-term

post-dredging restoration.

Ices Journal of Marine Science, 57(5),

1428-1438.

Dounas, C., Davies, I., Triantafyllou, G., Koulouri, P., Petihakis, G., Arvanitidis, C.

Sourlatzis, G., & Eleftheriou, A. (2007). Large-scale impacts of bottom trawling

on shelf primary productivity. Cont Shelf Res, 27(17), 2198–2210.

Erftemeijer PLA, Lewis III RR (2006). Environmental impacts of dredging on

seagrasses: A review. Mar Pollut Bull, 52, 1553–1572.

Essink, K. (1999). Ecological effects of dumping of dredged sediments; options for

management. J Coast Conserv, 5(1), 69–80.

Fraser, C., Hutchings, P., & Williamson, J. (2006). Long-term changes in polychaete

assemblages of Botany Bay (NSW, Australia) following a dredging event.

Marine Pollution Bulletin, 52(9),

997-1010.

Gubbay, S. (2003). Marine aggregate extraction and biodiversity.

Information, issues

and gaps in understanding. Report to the Joint Marine Programme of the

Wildlife Trusts and WWF-UK.

Hooper, T., Beaumont, N., Griffiths, C., Langmead, O., & Somerfield, P. J. (2017).

Assessing the sensitivity of ecosystem services to changing pressures.

Ecosystem Services, 24,

160-169.

Hussin, W., Cooper, K. M., Frojan, C., Defew, E. C., & Paterson, D. M. (2012). Impacts

of physical disturbance on the recovery of a macrofaunal community: A

comparative analysis using traditional and novel approaches.

Ecological

Indicators, 12(1),

37-45.

Kenny, A. J., & Rees, H. L. (1994). The effect of marine gravel extraction on the

macrobenthos - early post-dredging recolonization.

Marine Pollution Bulletin,

28(7),

442-447.

Kenny, A. J., & Rees, H. L. (1996). The effects of marine gravel extraction on the

macrobenthos: Results 2 years post-dredging.

Marine Pollution Bulletin, 32(8-

9), 615-622.

Krause, J. C., Diesing, M., & Arlt, G. (2010). The Physical and Biological Impact of

Sand Extraction: a Case Study of the Western Baltic Sea.

Journal of Coastal

Research,

215-226.

La Porta, B., Targusi, M., Lattanzi, L., La Valle, P., Paganelli, D., & Nicoletti, L.

(2009). Relict sand dredging for beach nourishment in the central Tyrrhenian

Sea (Italy): effects on benthic assemblages.

Marine Ecology-an Evolutionary

Perspective, 30,

97-104.

Mills, D., & Kemps, H. (2016). Generation and release of sediments by hydraulic

dredging: a review. Report of Theme 2 - Project 2.1 prepared for the Dredging

Science Node, Western Australian Marine Science Institution, Perth, Western

Australia, 97 p.

Netzband, A. & Adnitt, C. (2009). Dredging management practices for the environment:

A structured selection approach. Terra et Aqua, 114, 3–8.

122

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Newell, R. C., Hitchcock, D. R., & Seiderer, L. J. (1999). Organic enrichment

associated with outwash from marine aggregates dredging: A probable

explanation for surface sheens and enhanced benthic production in the vicinity

of dredging operations.

Marine Pollution Bulletin, 38(9),

809-818.

Newell, R. C., Seiderer, L. J., Simpson, N. M., & Robinson, J. E. (2004). Impacts of

marine aggregate dredging on benthic macrofauna off the south coast of the

United Kingdom.

Journal of Coastal Research, 20(1),

115-125.

Robinson, J. E., Newell, R. C., Seiderer, L. J., & Simpson, N. M. (2005). Impacts of

aggregate dredging on sediment composition and associated benthic fauna at an

offshore dredge site in the southern North Sea.

Marine Environmental Research,

60(1),

51-68.

Sanchez-Moyano, J. E., Estacio, F. J., Garcia-Adiego, E. M., & Garcia-Gomez, J. C.

(2004). Dredging impact on the benthic community of an unaltered inlet in

southern Spain.

Helgoland Marine Research, 58(1),

32-39.

Seiderer, L. J., & Newell, R. C. (1999). Analysis of the relationship between sediment

composition and benthic community structure in coastal deposits: Implications

for marine aggregate dredging.

Ices Journal of Marine Science, 56(5),

757-765.

Short, J., Fraser, M., McLean, D., Kendrick, G., Byrne, M., Caley, J., Clarke, D., Davis,

A., Erftemeijer, P., Field, S., Gustin-Craig, S., Huisman, J., Keesing, J., Keough,

M., Lavery, P., Masini, R., McMahon, K., Mergersen, K., Rasheed, M., Statton,

J., Stoddart, J., & Wu, P. (2017) Effects of dredging-related pressures on critical

ecological processes for organisms other than fish or coral. Report of Theme 9 -

Project 9.1 prepared for the Dredging Science Node, Western Australian Marine

Science Institution, Perth, Western Australia, 47 p.

Smith, R., Boyd, S. E., Rees, H. L., Dearnaley, M. P., & Stevenson, J. R. (2006). Effects

of dredging activity on epifaunal communities - Surveys following cessation of

dredging.

Estuarine Coastal and Shelf Science, 70(1-2),

207-223.

Stark, C., Whinney, J., Ridd, P., & Jones, R. (2017). Estimating sediment deposition

fields around dredging activities.

Final Report of Theme.

Todd, V. L. G., Todd, I. B., Gardiner, J. C., Morrin, E. C. N., MacPherson, N. A.,

DiMarzio, N. A., & Thomsen, F. (2015). A review of impacts of marine

dredging activities on marine mammals.

Ices Journal of Marine Science, 72(2),

328-340.

Van Lancker, V., & Baeye, M. (2015). Wave Glider Monitoring of Sediment Transport

and Dredge Plumes in a Shallow Marine Sandbank Environment.

Plos One,

10(6).

Waye-Barker, G. A., McIlwaine, P., Lozach, S., & Cooper, K. M. (2015). The effects of

marine sand and gravel extraction on the sediment composition and macrofaunal

community of a commercial dredging site (15 years post-dredging).

Marine

Pollution Bulletin, 99(1-2),

207-215.

Dansksproget

Andersen, J., Hansen, J. W., Dahl-Pommer, C., & Dolmer, P. (2012). Foreløbig

karakterisering af fysiske skader forårsaget af råstofindvinding og bundtrawling

i de danske farvande: Fagligt notat fra DCE-Nationalt Center for Miljø og

Energi.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

123

Hygum, B. (1993). Miljøpåvirkninger ved ral-og sandsugning: Et litteraturstudie om de

biologiske effekter af råstofindvinding i havet. Faglig rapport fra DMU nr. 81,

68 s.

Jensen, N.J. (1998). Bundfaunaundersøgelser på Svitringen i 1997. Arbejdsrapport fra

DMU nr. 98, 16 s.

Lomholt, S., Riemann, B., Dahl, K., Pedersen, N.P., Leth, J.O., Göke, C., Rasmussen,

M.B., Skar, S.; & Andersen, O.G.N. (2015). Marin råstofkortlægning og

miljøundersøgelser i Øresund 2014 -Undersøgelser af 3 udvalgte områder i

Øresund og 3 indvindingsområder: Lappegrund, Nivå Flak og Skovshoved.

Faglig rapport fra GEUS nr. 20, 175 s.

Møhlenberg, F., & Jensen, J. (1997). Spredning og sedimentation af partikulært

materiale under råstofindvinding ved Læsø Trindel: Delrapport 2. Undersøgelse

og effektvurdering, maj 1996. Arbejdsrapport fra DMU nr. 61. 19 s.

Riemann, B. (red.), Carstensen, J., Dahl, D., Gislason, H., Hansen, J.W., Hasler, B.,

Støttrup, J.G., & Zandersen, M. (2017). Havets ressourcer. Miljøbiblioteket nr.

4, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi og Aarhus Universitetsforlag,

130 s.

Støttrup, J. G. (1999). Kortlægning af stenrev, stenfiskeri og fiskeri på hårdbund samt

metoder til videnskabelige undersøgelser af rev og hårdbund: Danmarks

Fiskeriundersøgelser, Afd. for Fiskebiologi.

124

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Klapning og graveaktivitet

Angiospermer og makroalger

Primært spørgsmål

Kan klapning af oprenset materiale eller suspension af materiale ved graveaktiviteter

påvirke dybdeudbredelsen af ålegræs eller anden bundvegetation i kystnære vandområ-

der negativt?

Det primære spørgsmål deles i fire underspørgsmål:

a) Kan klapning af oprenset materiale eller suspension af materiale ved graveakti-

viteter påvirke dybdeudbredelsen af ålegræs ved begravelse eller ved at øge tur-

biditeten og mindske lysnedtrængningen?

b) Kan klapning af oprenset materiale eller suspension af materiale ved graveakti-

viteter påvirke dybdeudbredelsen af anden bundvegetation ved begravelse eller

ved at øge turbiditeten og mindske lysnedtrængningen?

c) Kan klapning af oprenset materiale eller suspension af materiale ved graveakti-

viteter påvirke dybdeudbredelsen af ålegræs ved at øge iltsvindsfrekvensen?

d) Kan klapning af oprenset materiale eller suspension af materiale ved graveakti-

viteter påvirke dybdeudbredelsen af anden bundvegetation ved at øge iltsvinds-

frekvensen?

Definition af termer

1. Klapning defineres som bortskaffelse af opgravet materiale fra oprensning af

havne og sejlrender samt graveaktiviteter ved bygge- og anlægsprojekter på en af-

grænset plads på havet efter klaptilladelse fra Miljøstyrelsen.

2. Oprenset materiale defineres som materiale, der er opgravet ved oprensning eller

uddybning af havne og sejlrender, og godkendt til klapning jf. kapitel 9 i Havmil-

jøloven, Bekendtgørelse om dumpning af optaget havbundsmateriale og By og

Landskabsstyrelsens vejledning om dumpning af optaget havbundsmateriale.

3. Graveaktiviteter omfatter graveaktiviteter vedrørende anlæggelse eller vedligehol-

delse af infrastruktur til havs, herunder uddybning af sejlrender og havne, ned-

gravning af kabler, udgravning til fundamenter og anlæggelse af tunneller. Grave-

aktiviteter er under Londonkonventionen fra 1972 og retningslinjer fra HELCOM

og OSPAR dækket af begreberne

capital dredging

maintenance dredging.

Graveaktiviteter i forbindelse med råstofindvinding dækkes af review-rapporten

vedr. råstofindvinding, udarbejdet af Jens Würgler Hansen fra Bioscience, Aarhus

Universitet.

4. Havbundsmateriale defineres som det bundmateriale, der oprenses fra havne eller

sejlrender, eller som suspenderes ved graveaktiviteter. Materialet er ikke nødven-

digvis godkendt til klapning og kan derfor adskille sig fra det klappede havbunds-

materiale med hensyn til både sedimentkarakteristik og indhold af miljøfremmede

stoffer.

5. Ålegræssets dybdeudbredelse indgår som et af de tre EU-interkalibrerede biologi-

ske kvalitetselementer til vurdering af miljøtilstanden af danske kystvandområder

jf. pkt. 9.1.3 i

Basisanalyse for Vandområdeplaner 2015-2021

(Naturstyrelsen,

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

125

2014). Grænseværdien for god/moderat økologisk tilstand er fastsat til 74% af re-

ferencetilstanden (EQR = 0,74). Referencetilstand defineres som 90% fraktil af

den historiske dybdegrænse for hovedudbredelsen (største dybde med mindst 10%

dækning) jf. bekendtgørelse nr. 833 af 27/06/2016 (Miljø- og Fødevareministeriet,

2016).

Anden bundvegetation: Makroalger og blomsterplanter benyttes som indikatorer

for den økologiske tilstand i vandområderne, da både makroalger og blomster-

planter kan benyttes som indikatorer for lysforhold og eutrofiering i vandområ-

derne.

Kystnære vandområder er primært defineret som farvandsområder, der ligger min-

dre end 1 sømil (1,85 km) fra kystlinjen (jf. i Vandrammedirektivet og

Basisana-

lyse for Vandområdeplaner 2015-2021

(Naturstyrelsen, 2014)), men omfatter her

også farvande, hvor vanddybden ikke overstiger 50 m.

Lysnedtrængning (eller sigtdybde), Kd, (støtteparameter for ålegræs) er et mål for

vandets klarhed. Kravværdien for god økologisk tilstand udtrykker et minimum

lyskrav på 14% af indstrålingen ved overfladen som nødvendigt for vækst af åle-

græs ved den måldybde, der er fastlagt som miljømålskriterieværdien (pkt.e). Kd-

værdien bestemmes ud fra den negative hældning for lysintensitet som funktion af

vanddybde. Kravværdierne til Kd varierer fra 0,2 til 1,5 for de 105 kystvandområ-

der, der er miljømålssat for ålegræs. En Kd-værdi (gennemsnit marts-september)

under kravværdien (dvs. større lysnedtrængning end kravværdien) understøtter

god økologisk status. Enkelte områder er ikke miljømålssat for ålegræs, da salini-

teten er for lav til at understøtte vækst af ålegræs.

Iltsvindsfrekvens (støtteparameter for ålegræs, klorofyl og DKI): Lave iltkoncen-

trationer eller iltsvind påvirker ålegræs negativt, da ålegræs i værste fald dør, og

iltsvindsbetinget næringsstoffrigivelse fra sedimentet fører til øgede klorofylkon-

centrationer, hvilket resulterer i en højere Kd-værdi (dvs. mindre lys til bundvege-

tation). Iltsvindsfrekvensen udtrykker den procentdel af tiden, hvor iltkoncentrati-

onen falder under hhv. 4 mg L

-1

for moderat iltsvind og 2 mg L

-1

for kraftigt ilt-

svind. Kravværdierne er mindre end 50 % for moderat iltsvind og mindre end 10

% for kraftigt iltsvind. Begge krav skal være opfyldt for understøtte god økologi-

ske tilstand.

Kriterier for udvælgelse af litteratur

Al litteratur er fundet ved søgning på Scopus med søgefiltrene:

1. Document type (limit to) = article, conference paper, review

2. Year (limit to) = 1990-2018

3. Language (limit to) = English

126

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Følgende engelske søgetermer er benyttet til at besvare de primære spørgsmål:

Begreb

Søgeord

Søgeterm benyttet

Klapning og graveakti-

Dumping of dredged material, (dredg*)

dredging and dumping

viteter

Dredging and disposal,

disposal of dredged material

Dybdegrænse

Lysnedtrængning

Depth limit

Turbidity

Light-attenuation

Secchi depth

(depth W/2 limit*)

turbid*

(light W/2 attenuat*)

(secchi W/2 depth*)

W/2

Sedimentdeponering og

Sediment deposition, deposition (sediment*

of sediment

depos*)

begravelse

Burial

Iltsvindsfrekvens

Oxygen

Hypoxia

Anoxia

Eelgrass

Zostera marina

Seagrass

Macroalgae

Estuary

Marine

Coastal

oxy*

hypox*

anox*

Ålegræs

eelgrass

(zostera W/1 marina)

Seagrass

macroalgae

estuar*

marin*

coast*

Anden bundvegetation

Kystnære områder

Følgende search string er benyttet til avanceret søgning på Scopus:

1. ( dredg* ) AND ( eelgrass OR ( zostera W/1 marina ) ) AND ( depth W/2

limit* ) AND ( turbid* OR ( light W/2 attenuat* ) OR ( secchi W/2 depth ) )

OR ( ( sediment* W/2 depos* ) OR burial ) AND ( estuar* OR marin* OR

coast* )

2. ( dredg* ) AND ( seagrass OR macroalgae ) AND ( depth W/2 limit* ) AND

( turbid* OR ( light W/2 attenuat* ) OR ( secchi W/2 depth ) ) OR ( ( sedi-

ment* W/2 depos* ) OR burial ) AND ( estuar* OR marin* OR coast* )

3. ( dredg* ) AND ( eelgrass OR ( zostera W/1 marina ) ) AND ( depth W/2

limit* ) AND ( anox* OR oxy* OR hypox* ) AND ( estuar* OR marin*

OR coast* )

4. ( dredg* ) AND ( seagrass OR macroalgae ) AND ( depth W/2 limit* ) AND

( anox* OR oxy* OR hypox* ) AND ( estuar* OR marin* OR coast* )

* er anvendt for wildcard for at inkludere alle mulige endelser, f.eks. inkluderer dredg*

både dredging, dredge og dredges. Operatoren W/n er anvendt for at indikere at to sø-

getermer maks. må være et bestemt antal ord (n) fra hinanden.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

127

Søgningerne identificerede 77 unikke resultater: Søgning 1 identificerede 62 resultater;

søgning 2 identificerede 67 resultater, heraf 7 nye; søgning 3 identificerede 27 resulta-

ter, heraf 4 nye; og søgning 4 identificerede 33 resultater, heraf 4 nye. I alt blev 10

(12,99 %) udelukket baseret på titel, 40 (51,95 %) blev udelukket baseret på abstract og

11 (14,29 %) blev udelukket efter læsning af hele teksten.

Blandt de 77 identificerede artikler blev 16 (20,78 %) udvalgt på baggrund af følgende

kriterier:

1. metaanalyser, reviews, laboratoriestudier og feltstudier af effekterne af klapning

og graveaktiviteter på blomsterplanter og/eller makroalger;

2. heraf feltstudier fra kystnære lavvandede (<50 m) marine og estuarine områder

baseret på standardiserede analyser af udbredelsesdybde, dækningsgrad, skudden-

sitet eller biomasse,

3. eller laboratoriestudier, der simulerer forholdene i kystnære lavvandede (<50 m)

marine og estuarine områder, baseret på standardiserede analyser af udbredelses-

dybde, dækningsgrad, skuddensitet og biomasse;

4. og kun felt- eller laboratoriestudier som desuden indeholder en beskrivelse af

samplingsmetode, prøvestørrelse og -varians, salinitet, temperatur, dybde, bund-

type og sedimentkarakteristika.

Miljøvariable og faktorer som kan påvirke resultatet

Miljøvariable og faktorer som kan påvirke resultaterne i de identificerede artikler og

rapporter, herunder temperatur, salinitet, årstid, pH, dybde, iltforhold, strømforhold og

bølgepåvirkning er registreret og brugt til at vurdere om artiklernes resultater kan være

meget, middel eller kun lidt påvirkede af de pågældende variable.

Udvalgte artikler

Alle udvalgte artikler blev gemt som pdf-filer og kan om nødvendigt udleveres.

Referencer

[1] Bekendtgørelse om fastsættelse af miljømål for vandløb, søer, kystvande, over-

gangsvande og grundvand (2016). BEK nr. 833 af 27/06/2016. Miljø- og Fødeva-

reministeriet

[2] HELCOM (2015): HELCOM Guidelines for Management of Dredged Material at

Sea. Helsinki, HELCOM.

[3] Naturstyrelsen (2014): Basisanalyse for Vandområdeplaner 2015-2021. Køben-

havn, Naturstyrelsen.

[4] Naturstyrelsen (2014): Retningslinjer for udarbejdelse af vandområdeplaner

2015-2021. København, Styrelsen for Vand- og Naturforvaltning.

128

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Fytoplankton (klorofyl a)

Primært spørgsmål

Kan klapning af oprenset materiale eller suspension af havbundsmateriale ved graveak-

tiviteter, eller iltsvindsbetinget næringsstoffrigivelse fra havbunden som følge af disse

aktiviteter, ændre klorofyl a-koncentrationen eller sigtdybden i kystnære vandområder

ved at øge næringsstofkoncentrationen i vandsøjlen?

Definition af termer

1. Klapning defineres som bortskaffelse af opgravet materiale fra oprensning af

havne og sejlrender samt graveaktiviteter ved bygge- og anlægsprojekter på en af-

grænset plads på havet efter klaptilladelse fra Miljøstyrelsen.

2. Oprenset havbundsmateriale defineres som materiale, der er opgravet ved oprens-

ning eller uddybning af havne og sejlrender, og godkendt til klapning jf. kapitel 9

i Havmiljøloven, Bekendtgørelse om dumpning af optaget havbundsmateriale og

By- og Landskabsstyrelsens vejledning om dumpning af optaget havbundsmateri-

ale.

3. Graveaktiviteter omfatter graveaktiviteter vedrørende anlæggelse eller vedligehol-

delse af infrastruktur til havs, herunder uddybning af sejlrender og havne, ned-

gravning af kabler, udgravning til fundamenter og anlæggelse af tunneller. Grave-

aktiviteter er under Londonkonventionen fra 1972 og retningslinjer fra HELCOM

og OSPAR dækket af begreberne

capital dredging

maintenance dredging.

Graveaktiviteter i forbindelse med råstofindvinding dækkes af review-rapporten

vedr. råstofindvinding, udarbejdet af Jens Würgler Hansen fra Bioscience, Aarhus

Universitet.

4. Havbundsmateriale defineres som det bundmateriale, der oprenses fra havne eller

sejlrender, eller som suspenderes ved graveaktiviteter. Materialet er ikke nødven-

digvis godkendt til klapning og kan derfor adskille sig fra det klappede havbunds-

materiale med hensyn til både sedimentkarakteristik og indhold af miljøfremmede

stoffer.

5. Iltsvindsfrekvens fungerer som støtteparameter klorofyl, da iltsvind er en afledt

effekt af næringsstofbelastning og fytoplanktonproduktion. Iltsvind fører også til

næringsstoffrigivelse fra sedimentet, hvilket resulterer i øgede koncentrationer af

klorofyl a i vandsøjlen. Iltsvindsfrekvensen udtrykker den procentdel af tiden,

hvor iltkoncentrationen falder under hhv. 4 mg L

-1

for moderat iltsvind og 2 mg L

for kraftigt iltsvind. Kravværdierne er mindre end 50 % for moderat iltsvind og

mindre end 10 % for kraftigt iltsvind: Begge krav skal være opfyldt for at under-

støtte god økologiske tilstand.

6. Klorofyl a-koncentration indgår som et af de tre EU-interkalibrerede biologiske

kvalitetselementer til vurdering af miljøtilstanden af danske kystvandområder jf.

pkt. 9.1.3 i

Basisanalyse for Vandområdeplaner 2015-2021

(Naturstyrelsen,

2014). Klorofyl a-koncentrationen (µg L

-1

) måles i 1 m dybde (dvs. 1 m under

overfladen). Der er fastsat grænseværdier for god/moderat økologisk tilstand for

de enkelte vandområder jf. bekendtgørelse nr. 833 af 27/06/2016 (Miljø- og Føde-

vareministeriet, 2016). Grænseværdierne er defineret som en EQR-værdi, dvs.

forholdet mellem referencetilstanden og den målte tilstand. Referencetilstand defi-

neres som 90 % fraktil af den historiske klorofyl a-koncentration, der er ekstrapo-

leret ud fra Secchi dybde-målinger fra de seneste 100 år.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

129

7. Sigtdybde (Secchi dybde) benyttes som støtteparameter for klorofyl a, da sigtdyb-

den er et mål for vandets klarhed og dermed afhængig af biomassen af plankton

(dvs. klorofyl a).

8. Kystnære vandområder er primært defineret som farvandsområder, der ligger min-

dre end 1 sømil (1,85 km) fra kystlinjen (jf. i Vandrammedirektivet og

Basisana-

lyse for Vandområdeplaner 2015-2021

(Naturstyrelsen, 2014)), men omfatter her

også farvande hvor vanddybden ikke overstiger 50 m.

Kriterier for udvælgelse af litteratur

Al litteratur er fundet ved søgning på Scopus med søgefiltrene:

1. Document type (limit to) = article, conference paper, review

2. Year (limit to) = 1990-2018

3. Language (limit to) = English

Følgende engelske søgetermer er benyttet til at besvare det primære spørgsmål:

Begreb

Klapning og grave-

aktiviteter

Søgeord

Dumping of dredged material,

dredging and dumping

Dredging and disposal,

disposal of dredged material

Phytoplankton

Chlorophyll

Chlorophyll a

Søgeterm benyttet

(dump*

W/2

dredg*)

(dredg*

dispos*)

phytoplankt*

chlorophyll*

(chl W/1 a)

W/2

Fytoplankton

Klorofyl a

Følgende search string er benyttet til avanceret søgning på Scopus:

1. ( ( dump* W/2 dredg* ) OR ( dredg* W/2 dispos* ) ) AND ( phytoplankt*

OR chlorophyll* OR (chl W/1 a) )

* er anvendt for wildcard for at inkludere alle mulige endelser, f.eks. inkluderer

dredg* både dredging, dredge og dredges.

Operatoren W/ er anvendt for at indikere at to søgetermer maks. må være et be-

stemt antal ord (n) fra hinanden.

Søgningen identificerede 305 resultater. I alt blev 160 (52,46 %) udelukket baseret på

titel, 72 (23,61 %) blev udelukket baseret på abstract og 60 (19,67 %) blev udelukket ef-

ter læsning af hele teksten.

Blandt de 305 identificerede artikler blev 13 (4,26 %) udvalgt på baggrund af følgende

kriterier:

1. metaanalyser, reviews, laboratoriestudier og feltstudier af effekterne af klapning

og graveaktiviteter på fytoplankton og/eller klorofyl a-koncentration;

130

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

2. heraf feltstudier fra kystnære lavvandede (<50 m) marine og estuarine områder

baseret på standardiserede fytoplanktonprøver, herunder sampling af prøve til be-

stemmelse af klorofyl a-koncentration 1 m under overfladen eller integreret prøve

i 1-10 m under overfladen;

3. eller laboratoriestudier, der simulerer forholdene i kystnære lavvandede (<50 m)

marine og estuarine områder, baseret på standardiserede fytoplanktonprøver, her-

under sampling af prøve til bestemmelse af klorofyl a-koncentration svarende 1 m

under overfladen eller integreret prøve i 1-10 m under overfladen;

4. og kun felt- eller laboratoriestudier som desuden indeholder en beskrivelse af

samplingsmetode, prøvestørrelse og -varians, salinitet, temperatur og dybde.

Miljøvariable og faktorer som kan påvirke resultatet

Miljøvariable og faktorer kan påvirke resultaterne i de identificerede artikler og rappor-

ter, herunder temperatur, salinitet, årstid, pH, dybde, iltforhold, strømforhold og bølge-

påvirkning er registreret og brugt til at vurdere, om artiklernes resultater kan være me-

get, middel eller kun lidt påvirkede af de pågældende variable.

Udvalgte artikler

Alle udvalgte artikler blev gemt som pdf-filer og kan om nødvendigt udleveres.

Referencer

[1] Bekendtgørelse om fastsættelse af miljømål for vandløb, søer, kystvande, over-

gangsvande og grundvand (2016). BEK nr. 833 af 27/06/2016. Miljø- og Føde-

vareministeriet

[2] HELCOM (2015): HELCOM Guidelines for Management of Dredged Material

at Sea. Helsinki, HELCOM.

[3] Naturstyrelsen (2014): Basisanalyse for Vandområdeplaner 2015-2021. Køben-

havn, Naturstyrelsen.

[4] Naturstyrelsen (2014): Retningslinjer for udarbejdelse af vandområdeplaner

2015-2021. København, Styrelsen for Vand- og Naturforvaltning.

[5] Petersen, J.K., Hansen, O.S., Henriksen, P., Carstensen, J., Krause-Jensen, D.,

Dahl, K., Josefson, A.B., Hansen, J.L.S., Middelboe, A.L. & Andersen, J.H.

(2005): Scientific and technical background for intercalibration of Danish coastal

waters. National Environmental Research Institute, Denmark. 72 pp. - NERI

Technical Report No. 563. http://technical-reports.dmu.dk

Bundfauna (DKI)

Primært spørgsmål

Kan klapning af oprenset havbundsmateriale eller suspension af havbundsmateriale ved

graveaktiviteter ændre artsdiversiteten og –sammensætning eller densiteten af bentisk

makrofauna på blød bund ved at begrave den bentiske makrofauna, øge iltsvindsfre-

kvensen eller gennem toksicitet ved tilførsel af miljøfarlige forurenende stoffer, således

at DKI

(blødbundsfaunaindekset) påvirkes negativt i kystnære vandområder?

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

131

Definitioner

1. Klapning defineres som bortskaffelse af opgravet havbundsmateriale fra oprens-

ning af havne og sejlrender samt graveaktiviteter ved bygge- og anlægsprojekter

på en afgrænset plads på havet efter klaptilladelse fra Miljøstyrelsen.

2. Oprenset havbundsmateriale defineres som materiale, der er opgravet ved op-

rensning eller uddybning af havne og sejlrender, og godkendt til klapning jf. ka-

pitel 9 i Havmiljøloven, Bekendtgørelse om dumpning af optaget havbundsmate-

riale og By- og Landskabsstyrelsens vejledning om dumpning af optaget hav-

bundsmateriale.

3. Graveaktiviteter omfatter graveaktiviteter vedrørende anlæggelse eller vedlige-

holdelse af infrastruktur til havs, herunder uddybning af sejlrender og havne,

nedgravning af kabler, udgravning til fundamenter og anlæggelse af tunneller.

Graveaktiviteter er under Londonkonventionen fra 1972 og retningslinjer fra

HELCOM og OSPAR dækket af begreberne

capital dredging

maintenance

dredging.

Graveaktiviteter i forbindelse med råstofindvinding dækkes af review-

rapporten vedr. råstofindvinding, udarbejdet af Jens Würgler Hansen fra Biosci-

ence, Aarhus Universitet.

4. Havbundsmateriale defineres som det bundmateriale, der oprenses fra havne el-

ler sejlreder, eller som suspenderes ved graveaktiviteter. Materialet er ikke nød-

vendigvis godkendt til klapning og kan derfor adskille sig fra det klappede hav-

bundsmateriale med hensyn til både sedimentkarakteristik og indhold af miljø-

fremmede stoffer.

5. Artsdiversitet og -sammensætning defineres som antal makrofaunaarter og -indi-

vider, der registreres per arealenhed i prøver taget med en bundhenter (DKI

udviklet på baggrund af Van Veen-prøver på 0,1 m

, men analyser på baggrund

af 7 HAPS-prøver (0,0015 m

) giver et tilsvarende resultat). Artsdiversiteten be-

regnes som Shannon Diversity Index, H, og artssammensætningen beregnes som

Shannon Evenness Index, E.

6. Individtætheden af bentisk makrofauna defineres som antal makrofaunaindivi-

der, der registreres per arealenhed i prøver taget med en bundhenter (Van Veen-

prøver eller HAPS (pkt. e.)).

7. Bentisk makrofauna er defineret som de bunddyr, der tilbageholdes og identifice-

res i sigter med en maskevidde på 1 mm jf. tekniske anvisning TA M19.

8. Blød bund defineres som havbund, der kan samples med bundhenter, og som ty-

pisk består af sand, mudder eller sandblandet mudder.

9. Iltsvindsfrekvens fungerer som støtteparameter for bentisk makrofauna, da ilt-

svind i værste fald fører til at den bentiske makrofauna dør. Iltsvindsfrekvensen

udtrykker den procentdel af tiden, hvor iltkoncentrationen falder under hhv. 4 mg

-1

for moderat iltsvind og 2 mg L

-1

for kraftigt iltsvind. Kravværdierne er min-

dre end 50 % for moderat iltsvind og mindre end 10 % for kraftigt iltsvind.

Begge krav skal være opfyldte for understøtte god økologiske tilstand.

10. Miljøfarlige forurenende stoffer benyttes sekundært som indikator for kemisk til-

stand for EU's prioriterede stoffer samt for økologisk tilstand for øvrige forure-

nende stoffer. Der fokuseres i denne review-rapport på de hyppigst forekom-

mende stoffer (Cu, Hg, Ni, Zn, Cd, As, Pb, Cr, TBT, PCB, PAH), som Miljøsty-

relsen har fastsat aktionsniveauer og mængdegrænser for.

11. DKI

(blødbundsfaunaindekset) beregnes på baggrund af AMBI-indekset jf.

Borja

et al.

(2000), der klassificerer arter afhængigt af deres tolerance/sensitivitet

132

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

over for forstyrrelser, Shannon diversitetsindeks (H og H

max

), antallet af arter (S)

og antallet af individer (N).

Grænseværdien for DKI

for god/moderat økologisk tilstand er fastsat til hhv. 63%,

53% og 53% af referencetilstanden for Kattegat, Nordsøen/Skagerrak og Vadehavet jf.

bekendtgørelse nr. 833 af 27/06/2016 (Miljø- og Fødevareministeriet, 2016). Reference-

tilstand defineres som de øverste 5% af H-værdier (Shannon artsdiversitet) fra den

mindst forstyrrede typologi jf. Josefson

et al.

(2009) og Carstensen

et al.

(2014).

Kriterier for udvælgelse af litteratur

Al litteratur er fundet ved søgning på Scopus med søgefiltrene:

1. Document type (limit to) = article, conference paper, review

2. Year (limit to) = 1990-2018

3. Language (limit to) = English

Følgende engelske søgetermer er benyttet til at besvare det primære spørgsmål:

Begreb

Søgeord

Klapning og graveaktivi-

Dumping of dredged mate-

rial, dredging and dumping

teter

Dredging and disposal,

disposal of dredged material

Bentisk makrofauna

Benthos

Macrofauna

Benthic

Species richness

Species composition

Density

Biomass

Søgeterm benyttet

(dump* W/2 dredg*)

(dredg* W/2 dispos*)

benthos

macrofauna

benthic

(species W/2 richness)

(species W/2 composi-

tion)

Density

Biomass

Artsdiversitet og -sam-

mensætning

Individtæthed

Biomasse

Følgende search string er benyttet til avanceret søgning på Scopus:

1. ( ( dump* W/2 dredg* ) OR ( dredg* W/2 dispos* ) ) AND ( benthos OR

macrofauna OR benthic ) AND ( density OR ( species W/2 richness ) OR

biomass OR ( species W/2 composition ) )

* er anvendt for wildcard for at inkludere alle mulige endelser, f.eks. inkluderer

dredg* både dredging, dredge og dredges.

Operatoren W/ er anvendt for at indikere at to søgetermer maks. må være et be-

stemt antal ord (n) fra hinanden.

Søgningen identificerede 580 resultater. I alt blev 203 (35 %) udelukket baseret på titel,

240 (41,38 %) blev udelukket baseret på abstract og 83 (14,31 %) blev udelukket efter

læsning af hele teksten.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

133

Blandt de 580 identificerede artikler blev 54 (9,31 %) udvalgt på baggrund af følgende

kriterier:

1. metaanalyser, reviews, laboratoriestudier og feltstudier af effekterne af klapning

og graveaktiviteter på bentisk makrofauna;

2. heraf feltstudier fra kystnære lavvandede (<50 m) marine og estuarine områder

baseret på standardiserede kvantitative bundprøveanalyser (dvs. at videoanalyser

er ekskluderet) af artsdiversitet, arts- og individtæthed eller af makrobentosbio-

masse per arealenhed;

3. eller laboratoriestudier, der simulerer forholdene i kystnære lavvandede (<50 m)

marine og estuarine områder, baseret på standardiserede kvantitative analyser af

artsdiversitet, arts- og individtæthed eller af makrobentosbiomasse per arealenhed;

4. og kun felt- eller laboratoriestudier som desuden indeholder en beskrivelse af

samplingsmetode, prøvestørrelse og -varians, salinitet, temperatur, dybde, bund-

type og sedimentkarakteristika;

5. og kun felt- eller laboratoriestudier som analyserede påvirkningsmekanismen i

forhold til en kontrol, enten før/efter klapning og graveaktiviteter, eller mellem

klappede og reference områder (ikke-klappede områder);

6. og endeligt, kun studier som rapporterede kvantitative ændringer i arts- og indi-

vidtæthed eller af makrobentosbiomasse, samt varighed af ændringerne; ændrin-

ger i AMBI eller et lign. biologisk indeks for forstyrrelse; eller ændringer i økolo-

gisk tilstand jf. Vandrammedirektivet.

Miljøvariable og faktorer som kan påvirke resultatet

Miljøvariable og faktorer som kan påvirke resultaterne i de identificerede artikler og

rapporter, herunder temperatur, salinitet, årstid, pH, dybde, iltforhold, strømforhold og

bølgepåvirkning er registreret og brugt til at vurdere, om artiklernes resultater kan være

meget, middel eller kun lidt påvirkede af de pågældende variable.

Udvalgte artikler

Alle udvalgte artikler blev gemt som pdf-filer og kan om nødvendigt udleveres.

Referencer

[1] Bekendtgørelse om fastsættelse af miljømål for vandløb, søer, kystvande, over-

gangsvande og grundvand (2016). BEK nr. 833 af 27/06/2016. Miljø- og Føde-

vareministeriet.

[2] Borja, A., Franco, J., Pérez, V. (2000): A Marine Biotic Index to Establish the

Ecological Quality of Soft-Bottom Benthos Within European Estuarine and

Coastal Environments.

Marine Pollution Bulletin

40 (12): 1100-1114.

[3] Carstensen, J., Krause-Jensen, D., Josefson, A. (2014): Development and testing

of tools for intercalibration of phytoplankton, macrovegetation and benthic fauna

in Danish coastal areas. Aarhus University, DCE – Danish Centre for Environ-

ment and Energy, 85 pp. Scientific Report from DCE – Danish Centre for Envi-

ronment and Energy No. 93. http://dce2.au.dk/pub/SR93.pdf

[4] Hansen, J.L.S., Josefson, A. (2014): Blødbundsfauna. Teknisk anvisning TA

M19. Aarhus, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, Aarhus Universitet.

[5] HELCOM (2015): HELCOM Guidelines for Management of Dredged Material

at Sea. Helsinki, HELCOM.

134

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

[6] Josefson, A.B., Blomkvist, M., Hansen, J.L.S., Rosenberg, R, Rygg, B. (2009):

Assessment of marine benthic quality change in gradients of disturbance: com-

parison of multi-metric indices.

Marine Pollution Bulletin

58: 1263-1277.

[7] Naturstyrelsen (2014): Basisanalyse for Vandområdeplaner 2015-2021. Køben-

havn, Naturstyrelsen.

[8] Naturstyrelsen (2014): Retningslinjer for udarbejdelse af vandområdeplaner

2015-2021. København, Styrelsen for Vand- og Naturforvaltning.

Grå litteratur

Angiospermer og makroalger: Kriterier for udvælgelse af grå litteratur

De samme primære spørgsmål, retningslinjer og definitioner for angiospermer og ma-

kroalger som anført i Bilag A ovenfor blev brugt i søgningen efter den grå litteratur

Al litteratur er fundet ved søgning via Google Scholar (GS) med søgefiltrene:

1. Document type (limit to) = ethvert dokument skrevet på dansk

2. Year (limit to) = 1990-2018

3. Language (limit to) = Dansk

Følgende danske søgetermer er benyttet til at besvare spørgsmålene:

Begreb

Søgeord

Klapning og graveakti-

Klapning

Graveaktivitet

viteter

Uddybning

Udgravning

Dumpning

Oprensning

Deponering

Ålegræs

Angiosperm

Anden bundvegetation

Makroalger

Bentiske alger

Bundvegetation

Bundplanter

Søgeterm benyttet

“Klapning”

“Bentiske alger”

Følgende er et eksempel på to search strings, der er benyttet til avanceret søgning på

Google Scholar (GS):

1. "klapning" "bentiske alger" OR makroalger OR bundvegetation OR bund-

planter

2. "klapning" ålegræs OR angiosperm

Klapning blev dernæst erstattet med graveaktivitet, uddybning, udgravning, dumpning,

oprensning og deponering og systematisk søgt på samme måde som nævnt ovenfor for

klapning.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

135

” ” er anvendt for at sikre at de fundne resulter fra søgningen indeholder præcis de bog-

staver og tegn.

Trin 1: Reporter fundet i GS (409) blev sorteret ud fra relevant titel, sprog og brødtekst

fremkommet ved søgningen. Dette medførte, at 1 artikel og 32 rapporter indgik i næste

sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra artiklen og de 32 rapporter blev gennemlæst, hvilket medførte, at 1

artikler og 12 reporter blev læst.

Trin 3: Ud af disse 1 artikel og 12 rapporter indgik 2 rapporter i den endelige analyse af

klapning og graveaktivitet i forhold til kvalitetselementer og støtteparametre.

Bundfauna: Kriterier for udvælgelse af grå litteratur

De samme primære spørgsmål, retningslinjer og definitioner for bundfauna som anført i

Bilag A ovenfor blev brugt i søgningen efter den grå litteratur.

Al litteratur er fundet ved søgning via Google Scholar (GS) med søgefiltrene:

1. Document type (limit to) = ethvert dokument skrevet på dansk

2. Year (limit to) = 1990-2018

3. Language (limit to) = Dansk

Følgende danske søgetermer er benyttet til at besvare spørgsmålene:

Begreb

Søgeord

Klapning og graveakti-

Klapning

Graveaktivitet

viteter

Uddybning

Udgravning

Dumpning

Oprensning

Deponering

Makrofauna

Bentiske dyr

Bunddyr

Makrofauna

Bundfauna

Søgeterm benyttet

“Klapning”

“Bentiske dyr”

Følgende er et eksempel på en search string, der er benyttet til avanceret søgning på

Google Scholar (GS):

1. "klapning" "bentiske dyr" OR makrofauna OR bunddyr OR bundfauna

Klapning blev dernæst erstattet med graveaktivitet, uddybning, udgravning, dumpning,

oprensning og deponering og systematisk søgt på samme måde som nævnt ovenfor for

klapning.

136

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

” ” er anvendt for at sikre at de fundne resulter fra søgningen indeholder præcis de bog-

staver og tegn.

Trin 1: Reporter fundet i GS (232) blev sorteres ud fra relevant titel, sprog og brødtekst

fremkommet ved søgningen. Dette medførte, at 42 rapporter indgik i næste sorterings-

analyse.

Trin 2: Abstracts fra de 42 rapporter blev gennemlæst, hvilket medførte, at 5 reporter

blev læst.

Trin 3: Ud af disse 5 rapporter indgik 1 rapport i den endelige analyse af klapning og

graveaktivitet i forhold til kvalitetselementer og støtteparametre.

Fytoplankton (klorofyl a): Kriterier for udvælgelse af grå litteratur

De samme primære spørgsmål, retningslinjer og definitioner for fytoplankton (klorofyl

a) som anført i Bilag A ovenfor blev brugt i søgningen efter den grå litteratur.

Al litteratur er fundet ved søgning via Google Scholar (GS) med søgefiltrene:

1. Document type (limit to) = ethvert dokument skrevet på dansk

2. Year (limit to) = 1990-2018

3. Language (limit to) = Dansk

Følgende danske søgetermer er benyttet til at besvare spørgsmålene:

Begreb

Søgeord

Klapning og graveakti-

Klapning

Graveaktivitet

viteter

Uddybning

Udgravning

Dumpning

Oprensning

Deponering

Fytoplankton

Klorofyl

Alge

mikroalge

Søgeterm benyttet

“Klapning”

Følgende er et eksample på en search string, der er benyttet til avanceret søgning på

Google Scholar (GS):

1. "klapning" fytoplankton OR klorofyl OR alge OR mikroalge

Klapning blev dernæst erstattet med graveaktivitet, uddybning, udgravning, dumpning,

oprensning og deponering og systematisk søgt på samme måde som nævnt ovenfor for

klapning.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

137

” ” er anvendt for at sikre at de fundne resulter fra søgningen indeholder præcis de bog-

staver og tegn.

Trin 1: Reporter fundet i GS (1252) blev sorteret ud fra relevant titel, sprog og brødtekst

fremkommet ved søgningen. Dette medførte, at 30 rapporter indgik i næste sorterings-

analyse.

Trin 2: Abstracts fra de 30 rapporter blev gennemlæst, hvilket medførte, at 11 reporter

blev læst.

Trin 3: Ud af disse 11 rapporter indgik ingen rapporter i den endelige analyse af klap-

ning og graveaktivitet i forhold til kvalitetselementer og støtteparametre.

Støtteparameter - Sigtdybde: Kriterier for udvælgelse af grå litteratur

De samme primære spørgsmål, retningslinjer og definitioner i relation til sigtdybde som

anført i Bilag A ovenfor blev brugt i søgningen efter den grå litteratur.

Al litteratur er fundet ved søgning via Google Scholar (GS) med søgefiltrene:

1. Document type (limit to) = ethvert dokument skrevet på dansk

2. Year (limit to) = 1990-2018

3. Language (limit to) = Dansk

Følgende danske søgetermer er benyttet til at besvare spørgsmålene:

Begreb

Søgeord

Klapning og graveakti-

Klapning

Graveaktivitet

viteter

Uddybning

Udgravning

Dumpning

Oprensning

Deponering

Dybdegrænse

Lysnedtrængning

Dybdegrænse

Lysnedtrængning

Secchi

Sigtdybde

Søgeterm benyttet

“Klapning”

Følgende er et eksampel på en search string, der er benyttet til avanceret søgning på

Google Scholar (GS):

1. "klapning" sigtdybde OR lysnedtrængning OR secchi OR dybdegrænse

Klapning blev dernæst erstattet med graveaktivitet, uddybning, udgravning, dumpning,

oprensning og deponering og systematisk søgt på samme måde som nævnt ovenfor for

klapning.

138

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

” ” er anvendt for at sikre at de fundne resulter fra søgningen indeholder præcis de bog-

staver og tegn.

Trin 1: Reporter fundet i GS (92) blev sorteret ud fra relevant titel, sprog og brødtekst

fremkommet ved søgningen. Dette medførte, at 5 rapporter indgik i næste sorteringsana-

lyse.

Trin 2: Abstracts fra de 5 rapporter blev gennemlæst, hvilket medførte, at 2 reporter

blev læst.

Trin 3: Ud af disse 2 rapporter indgik ingen rapporter i den endelige analyse af klapning

og graveaktivitet i forhold til kvalitetselementer og støtteparametre.

Støtteparameter - Ilt: Kriterier for udvælgelse af grå litteratur

De samme primære spørgsmål, retningslinjer og definitioner i relation til ilt som anført i

Bilag A ovenfor blev brugt i søgningen efter den grå litteratur.

Al litteratur er fundet ved søgning via Google Scholar (GS) med søgefiltrene:

1. Document type (limit to) = ethvert dokument skrevet på dansk

2. Year (limit to) = 1990-2018

3. Language (limit to) = Dansk

Følgende danske søgetermer er benyttet til at besvare de primære spørgsmål:

Begreb

Søgeord

Klapning og graveakti-

Klapning

Graveaktivitet

viteter

Uddybning

Udgravning

Dumpning

Oprensning

Deponering

Ilt

Iltkoncentration

Iltindhold

Iltsvind

Søgeterm benyttet

“Klapning”

Følgende er et eksampel på en search string, der er benyttet til avanceret søgning på

Google Scholar (GS):

1. "klapning" iltkoncentration OR iltindhold OR iltsvind

Klapning blev dernæst erstattet med graveaktivitet, uddybning, udgravning, dumpning,

oprensning og deponering og systematisk søgt på samme måde som nævnt ovenfor for

klapning.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

139

” ” er anvendt for at sikre at de fundne resulter fra søgningen indeholder præcis de bog-

staver og tegn.

Trin 1: Reporter fundet i GS (999) blev sorteret ud fra relevant titel, sprog og brødtekst

fremkommet ved søgningen. Dette medførte, at 11 rapporter indgik i næste sorterings-

analyse.

Trin 2: Abstracts fra de 11 rapporter blev gennemlæst, hvilket medførte, at 4 reporter blev

læst.

Trin 3: Ud af disse 4 rapporter indgik ingen rapporter i den endelige analyse af klapning

og graveaktivitet i forhold til kvalitetselementer og støtteparametre

140

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Fysiske konstruktioner

For hver af konstruktionstyperne: Havne, sluser, dæmninger, høfder samt rørledninger

og kabelføring og marin infrastruktur blev der foretaget selvstændige litteratursøgninger

i databaserne Web of Science og Google scholar. I Web of Science identificeres rele-

vante videnskabelige artikler og i Google scholar fremsøges engelsk og dansksprogede

videnskabelige rapporter, der omhandler fysiske konstruktioners indvirkning på vand-

rammedirektivets kvalitetselementer.

For hver konstruktionstype blev søgningen kombineret med kvalitetselementerne:

Bundfauna, makroalger, ålegræs, fytoplankton og støtteparametre som sigt dybde.

Søgning afgrænses tidsmæssigt til perioden 1990- maj 2018

Havne

Web of science

Søgningen resulterede i 251 unikke publikationer.

Sortering ud fra relevant titel reducerede publikations listen til 27 – overført til endnote

biblioteket i gruppen ”Havne WoS”.

Søgetermerne ses i tabellen herunder:

# 9

251

#8 OR #7 OR #3 OR #1

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 8

#5 AND #4

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 7

TS= ((habour OR port ) AND (macro algae OR algae OR Seaweed) AND

(biodiversity OR habitat) AND (marine OR estuar* OR coast*))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 6

632

#5 OR #4 OR #3 OR #2 OR #1

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 5

108

TS= ((habour OR port ) AND (light attenuation OR secchi OR Water clar-

ity OR turbidity) AND (marine OR estuar* OR coast*))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 4

248

TS= ((habour OR port ) AND (phytoplankton OR Chlorophyll) AND (ma-

rine OR estuar* OR coast*))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

141

TS= ((habour OR port ) AND (Zostera OR Eelgrass OR Angiosperm OR

"sea grass") AND (marine OR estuar* OR coast*))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 2

187

TS= ((habour OR port ) AND (macro algae OR algae OR Seaweed) AND

(marine OR estuar* OR coast*))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 1

132

TS= ((habour OR port )AND (benthos OR macrofauna OR benthic) AND

(density OR species richness OR biomass OR species composition) AND

(marine OR estuar* OR coast*))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

Google scholar – engelsk ”grå” litteratur

Søgestrenge:

Søgestreng

("harbour construction" OR "harbour expansion" OR "harbour develop-

ment" OR "port development" OR "port expansion" OR "port construc-

tion") AND (macroalgae OR seaweed) source:report

("harbour construction" OR "harbour expansion" OR "harbour develop-

ment" OR "port development" OR "port expansion" OR "port construc-

tion") AND macrofauna AND (biodiversity OR biomass OR "species com-

position") AND (source:report)

("harbour construction" OR "harbour expansion" OR "harbour develop-

ment" OR "port development" OR "port expansion" OR "port construc-

tion") AND (Zostera OR Eelgrass OR Angiosperm OR seagrass) AND

(depth distribution OR coverage) source:report

("harbour construction" OR "harbour expansion" OR "harbour develop-

ment" OR "port development" OR "port expansion" OR "port construc-

tion") AND (phytoplankton OR Chlorophyll) source:report

("harbour construction" OR "harbour expansion" OR "harbour develop-

ment" OR "port development" OR "port expansion" OR "port construc-

tion")

AND (light attenuation OR secchi OR Water clarity OR turbidity

source:report

Resultat

Sortering ud fra titler identificerede 18 relevante publikationer, disse er overført til end-

note biblioteket gruppen ”Havne eng GS”

Google scholar – dansk ”grå” litteratur

Søgestrenge:

Søgestreng

"udvidelse af *havn*" OR "etablering af *havn*" OR "anlæg* af *havn*"

OR "konstruktion af *havn*”

Resultat

142

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Sortering ud fra titler identificerede 2 relevante publikationer disse er overført til end-

note biblioteket i gruppen ”Havne dk GS” (mere generelle søgninger på havne og miljø-

påvirkning giver resultater om sediment forurening, effekter at sandsugning osv. – jeg

antager at disse emner ligger under MFS og klapning).

Sluser

Web of science

Søgningen resulterede i 55 unikke publikationer.

Sortering efter titel resulterede i en liste på 17 relevante publikationer – overført til end-

note i gruppen Sluser WoS

Søgetermerne ses i tabellen herunder:

#5 OR #4 OR #3 OR #2 OR #1

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 6

655

TS=((Lock OR sluice) AND (marine OR estuar OR coast))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 5

TS=((Lock OR sluice) AND (marine OR estuar OR coast) AND (light at-

tenuation OR secchi OR Water clarity OR turbidity))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 4

TS=((Lock OR sluice) AND (marine OR estuar OR coast) AND (phyto-

plankton OR Chlorophyll))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 3

TS=((Lock OR sluice) AND (marine OR estuar OR coast) AND (Zostera

OR Eelgrass OR Angiosperm OR "sea grass"))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 2

TS=((Lock OR sluice) AND (marine OR estuar OR coast) AND (macro

algae OR algae OR Seaweed))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

# 1

TS=((Lock OR sluice) AND (marine OR estuar OR coast) AND (benthos

OR macrofauna OR benthic) )

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

143

Google scholar – engelsk ”grå” litteratur

Søgestrenge:

Søgestreng

(Lock OR sluice) AND (marine OR estuar OR coast) source:report

(Lock OR sluice) AND (marine OR estuar OR coast) AND (benthos OR

macrofauna OR benthic) AND ("species composition" OR biodiversity OR

"species richness") source:report

(Lock OR sluice) AND (marine OR estuar OR coast) AND (macro algae

OR algae OR Seaweed) source:report

((Lock OR sluice) AND (marine OR estuar OR coast) AND (Zostera OR

Eelgrass OR Angiosperm OR "sea grass")) source:report

((Lock OR sluice) AND (marine OR estuar OR coast) AND (light attenua-

tion OR secchi OR Water clarity OR turbidity) AND (phytoplankton OR

chlorophyll) source:report

Resultat

1360

104

Sortering ud fra titler identificerede 11 relevante publikationer, disse er overført til end-

note biblioteket i gruppen ”Sluser eng GS”.

Google scholar – dansk ”grå” litteratur

Søgestrenge:

Søgestreng

sluse AND (bundfauna OR zostera OR ålegræs OR makroalge OR fyto-

plankton OR klorofyl)

Resultat

Sortering ud fra titler identificerede 10 relevante publikationer, disse er overført til end-

note biblioteket I gruppen “Sluser dk GS”.

Dæmninger og høfder

Web of science

Søgningen resulterede i 90 unikke publikationer.

Sortering efter titel resulterede i en liste på 24 relevante publikationer – overført til end-

note i gruppen ”Dæmning høfde WoS”.

144

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Søgetermerne ses i tabellen herunder:

#8 OR #5 OR #4 OR #3

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

#7 AND #6

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

TS=((dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwa-

ter) AND (marine OR estuar OR coast) AND (light attenuation OR

secchi OR Water clarity OR turbidity))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

126

TS=((dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwa-

ter) AND (marine OR estuar OR coast) AND (phytoplankton OR Chlo-

rophyll))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

TS=((dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwa-

ter) AND (marine OR estuar OR coast) AND (Zostera OR Eelgrass OR

Angiosperm OR "sea grass"))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

TS=((dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwa-

ter) AND (marine OR estuar OR coast) AND (macro algae OR algae

OR Seaweed) AND (biodiversity OR habitat))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

TS=((dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwa-

ter) AND (marine OR estuar OR coast) AND (benthos OR macrofauna

OR benthic) AND ("species composition" OR biodiversity OR "species

richness"))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

3,018

TS=((dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwa-

ter) AND (marine OR estuar OR coast))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

72,440

TS=(dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwa-

ter)

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH, ESCI

Timespan=1990-2018

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

145

Google scholar – engelsk ”grå” litteratur

Søgestrenge:

Søgestreng

Resultat

(dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwater) AND

4280

(marine OR estuar OR coast) source:report

(dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwater) AND

(marine OR estuar OR coast) AND (benthos OR macrofauna) AND ("spe-

cies composition" OR "species richness") AND (meta-analysis* OR re-

view) source:report

(dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwater) AND

(marine OR estuar OR coast) AND (macro algae OR algae OR Seaweed)

AND (meta-analysis* OR review) source:report

(dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwater) AND

(marine OR estuar OR coast) AND (Zostera OR Eelgrass OR Angiosperm

OR "seagrass") AND (coverage OR "depth distribution") AND (*meta*

OR review) source:report

(dam OR barrage OR bulkhead OR pier OR groyne OR breakwater) AND

127

(marine OR estuar OR coast) AND (light attenuation OR secchi OR Water

clarity OR turbidity) AND (phytoplankton OR chlorophyll) AND (*meta*

OR review) source:report

Sortering ud fra titler identificerede 11 relevante publikationer, disse er overført til end-

note biblioteket i gruppen ”Dæmning høfde eng GS”.

Google scholar – dansk ”grå” litteratur

Søgestrenge:

Søgestreng

(dæmning OR høfde) AND (ålegræs OR zostera OR bundfauna OR mak-

roalge* OR fytoplankton OR klorofyl)

Resultat

Sortering ud fra titler identificerede 3 relevante publikationer, disse er overført til end-

note biblioteket gruppen ”Dæmning høfde dk GS”.

Rørledninger, kabelføring samt marin infrastruktur

Søgningen resulterede i 93 unikke publikationer.

Sortering efter titel resulterede i en liste på 6 relevante publikationer overført til endnote

gruppen ”rør kabl mar inf WoS”.

146

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Søgetermerne ses i tabellen herunder:

#7 OR #6 OR #5 OR #4 OR #3

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH,

ESCI Timespan=1990-2018

TS=((pipeline OR cable OR "marine infrastructure") AND (marine

OR estuar OR coast) AND (light attenuation OR secchi OR Water

clarity OR turbidity))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH,

ESCI Timespan=1990-2018

TS=((pipeline OR cable OR "marine infrastructure") AND (marine

OR estuar OR coast) AND (phytoplankton OR Chlorophyll))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH,

ESCI Timespan=1990-2018

TS=((pipeline OR cable OR "marine infrastructure") AND (marine

OR estuar OR coast) AND (Zostera OR Eelgrass OR Angiosperm OR

"sea grass"))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH,

ESCI Timespan=1990-2018

TS=((pipeline OR cable OR "marine infrastructure") AND (marine

OR estuar OR coast) AND (macro algae OR algae OR Seaweed))

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH,

ESCI Timespan=1990-2018

TS=((pipeline OR cable OR "marine infrastructure") AND (marine

OR estuar OR coast) AND (benthos OR macrofauna OR benthic)

AND ("species composition" OR biodiversity OR "species richness")

)

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH,

ESCI Timespan=1990-2018

TS=((pipeline OR cable OR "marine infrastructure") AND (marine

OR estuar OR coast))

2,247

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH,

ESCI Timespan=1990-2018

# 1

135,012

TS=(pipeline OR cable OR "marine infrastructure")

Indexes=SCI-EXPANDED, SSCI, A&HCI, CPCI-S, CPCI-SSH,

ESCI Timespan=1990-2018

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

147

Google scholar – engelsk ”grå” litteratur

Søgestrenge:

Søgestreng

(pipeline OR cable OR "marine infrastructure") AND (marine OR estuar

OR coast) source:report

(pipeline OR cable OR "marine infrastructure") AND (marine OR estuar

OR coast) AND (benthos OR macrofauna) AND ("species composition"

OR "species richness") AND (meta-analysis OR review) source:report

(pipeline OR cable OR "marine infrastructure") AND (marine OR estuar

OR coast) AND (macro algae OR algae OR Seaweed) AND (meta-analy-

sis* OR review) source:report

(pipeline OR cable OR "marine infrastructure") AND (marine OR estuar

OR coast) AND (Zostera OR Eelgrass OR Angiosperm OR "seagrass")

AND (coverage OR "depth distribution") AND (*meta* OR review)

source:report

(pipeline OR cable OR "marine infrastructure") AND (marine OR estuar

OR coast) AND (light attenuation OR secchi OR Water clarity OR turbid-

ity) AND (phytoplankton OR chlorophyll) AND (*meta* OR review)

source:report

Resultat

3590

127

Sortering ud fra titler identificerede 10 relevante publikationer, disse er overført til end-

note biblioteket i gruppen ”Rør kabl mar inf eng GS”.

Google scholar – dansk ”grå” litteratur

Søgestrenge:

Søgestreng

Resultat

(rørledning OR kabel* OR "marin infrastruktur") AND (kyst OR marin*)

AND (ålegræs OR zostera OR bundfauna OR makroalge* OR fytoplankton

OR klorofyl)

Sortering ud fra titler identificerede 9 relevante publikationer, disse er overført til end-

note biblioteket gruppen ”rør kabl mar inf dk GS”.

148

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Fiskeri

Definitioner

1. Fiskeri med bundslæbende redskaber omfatter aktivt fiskeri, der foregår med bund-

trawl, bomtrawl, snurrevod eller skaldyrsskrabere.

2. Bundfauna er defineret som de bunddyr, der tilbageholdes i en sigte med en ma-

skevidde på 1 mm.

3. Artstæthed og individtæthed er defineret som det antal bunddyrsarter og -individer,

der registreres per arealenhed i prøver taget med en bundhenter (for eksempel,

HAPS, van Veen eller Smith-McIntyre).

4. Blød bund er defineret som havbund, hvor der kan tages prøver med bundhentere,

og som typisk består af sand, mudder eller sandblandet mudder.

5. Kystnære farvande er primært defineret som farvandsområder, der ligger mindre

end 1 sømil fra basislinjen (som i vandrammedirektivet). Men den inddragede litte-

ratur omfatter også farvande, hvor vanddybden ikke overstiger 50 m.

6. Turbiditet er defineret som mængden af suspenderede faste stoffer i vandsøjlen og

er en vigtig indikator for vandkvaliteten. Disse faste stoffer, der ofte omfatter silt,

ler, alger, organisk materiale og andre småpartikler, hindrer transmissionen af lys

gennem vandet og giver en kvalitativ egenskab kendt som turbiditet.

7. DKI (blødbundsfaunaindekset) beregnes på baggrund af AMBI-indekset jf. Borja

et al.

(2000), der klassificerer arter afhængigt af deres tolerance/sensitivitet over

for forstyrrelser, Shannon diversitetsindeks (H), og antallet af individer (N). AMBI

og Shannon indeks standardiseres begge mht. salinitet.

Ålegræssets dybdeudbredelse i form af hovedudbredelsen (største dybde med ≥

10% dækning) indgår som et af de tre EU-interkalibrerede biologiske kvalitetsele-

menter til vurdering af miljøtilstanden af danske kystvandområder jf. pkt. 9.1.3 i

’Basisanalyse for Vandområdeplaner 2015-2021’ (Naturstyrelsen, 2014). Grænse-

værdien for god/moderat økologisk tilstand er fastsat til 74% af referencetilstanden

(EQR = 0,74). Referencetilstanden for hovedudbredelsen defineres som 90% frak-

til af den historisk dybeste registrerede dybdegrænse jf. bekendtgørelse nr. 833 af

27/06/2016 (Miljø- og Fødevareministeriet, 2016).

9. Lysnedtrængning (målt som sigtdybde eller svækkelseskoefficient (Kd)) er et mål

for vandets klarhed og støtteparameter for vurderingen af potentialet for tilstede-

værelsen af ålegræs. Krav-værdien for god økologisk tilstand udtrykker et mini-

mum lyskrav ved bunden på 14% af indstrålingen ved overfladen som nødvendigt

for vækst af ålegræs ved den måldybde, der er fastlagt som miljømålskriterievær-

dien (pkt. h). Kravværdierne til Kd varierer fra 0,2 til 1,5 for de 105 kystvandom-

råder, der er miljømålssat for ålegræs. En Kd-værdi (gennemsnit marts-september)

under kravværdien (dvs. større lys-nedtrængning end kravværdien) understøtter

god økologisk status. Enkelte områder er ikke miljømålssat for ålegræs, da salini-

teten er for lav til at understøtte vækst af ålegræs.

10.

Iltsvindsindholdet er støtteparameter for ålegræs, fytoplankton og DKI. Lave ilt-

koncentrationer eller iltsvind påvirker ålegræs negativt, og iltsvindsbetinget næ-

ringsstoffrigivelse fra sedimentet fører til øgede mængder af fytoplankton, hvilket

resulterer i mindre lys til bundvegetationen. Iltsvindsfrekvensen udtrykker den pro-

centdel af tiden, hvor iltkoncentrationen falder under hhv. 4 mg L-1 for moderat

iltsvind og 2 mg L-1 for kraftigt iltsvind. Kravværdierne er mindre end 50 % for

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

149

moderat iltsvind og mindre end 10 % for kraftigt iltsvind. Begge krav skal være

opfyldt for at understøtte god økologiske tilstand.

Bundfauna

Med reference til hvert af nedestående to primære spørgsmål for interaktionen mellem

presfaktoren fiskeri og kvalitetselementet bundfauna blev to grupper af søgestrenge (a

og b) anvendt i SCOPUS. Der blev først søgt i alle dokumenttyper (artikler, reviews, re-

ports, mm.) i titel, abstract og nøgleord (TITLE-ABS-KEY). Med 1732 hits for spørgs-

mål a blev søgetermerne for fiskeredskaberne (” trawl*”, ”dredg*”, ”sein*”) specificeret

mere ud (punkt a.2 nedenfor), således at det engelske ord for udgravning/uddybning af

havbund og for råstofindvinding (”dredging”) eksluderes af søgningen sammen med sø-

getermen ”sein*”, som ligeledes viste sig at tilføje en del irrelevante publikationer. I 3.

søgning for spørgsmål a blev hits for redskabsstudier med lille habitattype-relevans sor-

teret fra (såsom publikationer om undersøgelser i ferskvand, dybhavet og på det åbne

hav langt fra kysten), hvilket resulterede i 626 hits. På den baggrund blev kriterierne for

habitattype relevans skærpet yderlige gennem 2 sammenhængende skridt; først en ny

søgning udelukkende på habittype (a.4), der resulterede i 183 301 hits og derefter blev

søgning a.3 og a.4 kombineret i søgning a.5, der resulterede i 172 hits. I søgning a.6

blev årene før 1990 sorteret fra, hvilket resulterede i et endeligt antal hits på 164. For

spørgsmål b resulterede første søgning (b.1) i 25 hits.

a) Kan den dødelighed som fiskeri med bundslæbende redskaber påfører den benthi-

ske makrofauna på blød bund i kystnære tempererede farvande ændre arts- og in-

dividtætheden således at kvalitetselementet bliver påvirket?

TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( dredg* ) OR ( sein* ) ) AND (

( benthos ) OR ( invertebrate* ) OR ( macrofauna ) OR ( benthic W/1

fauna ) OR ( benthic W/1 communit* ) OR ( seabed W/1 habitat )

OR ( seabed W/1 communit* ) OR ( zoobenthos ) ) ) AND ( ( ( inter-

action* ) OR ( impact* ) OR ( relation* ) OR ( effect* ) OR (

densit* ) OR ( species W/1 richness ) OR ( species W/1 composi-

tion* ) OR ( biomass* ) ) ) ) -

1,732 document results

TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR (

oyster W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1

shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( ben-

thos ) OR ( invertebrate* ) OR ( macrofauna ) OR ( benthic W/1

fauna ) OR ( benthic W/1 communit* ) OR ( seabed W/1 habitat )

OR ( seabed W/1 communit* ) OR ( zoobenthos ) ) ) AND ( ( ( inter-

action* ) OR ( impact* ) OR ( relation* ) OR ( effect* ) OR (

150

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

densit* ) OR ( species W/1 richness ) OR ( species W/1 composi-

tion* ) OR ( biomass* ) ) ) ) -

927 document results

TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR (

oyster W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1

shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( ben-

thos ) OR ( invertebrate* ) OR ( macrofauna ) OR ( benthic W/1

fauna ) OR ( benthic W/1 communit* ) OR ( seabed W/1 habitat )

OR ( seabed W/1 communit* ) OR ( zoobenthos ) ) ) AND ( ( ( inter-

action* ) OR ( impact* ) OR ( relation* ) OR ( effect* ) OR (

densit* ) OR ( species W/1 richness ) OR ( species W/1 composi-

tion* ) OR ( biomass* ) ) ) ) AND NOT ( TITLE-ABS-KEY ( ( (

freshwater* ) OR ( river* ) OR ( lake* ) OR ( polar ) OR ( arctic )

OR ( deep W/1 sea* ) OR ( deepsea* ) OR ( deep W/1 water* ) OR

( tropical ) ) ) ) -

626 document results

TITLE-ABS-KEY ( ( dki ) OR ( bqi ) OR ( north W/1 sea ) OR (

skagerrak ) OR ( kattegat ) OR ( baltic W/1 sea ) OR ( soft-bottom )

OR ( soft W/1 bottom ) OR ( soft-sediment* ) OR ( soft W/1 sedi-

ment* ) OR ( sandy-bottom ) OR ( sand* W/1 sediment* ) OR (

sand* W/1 bottom* ) OR ( muddy-bottom ) OR ( mud* W/1 sedi-

ment* ) OR ( mud* W/1 bottom* ) OR ( fine W/1 sediment* ) OR

( sedimentary ) OR ( fine W/1 bottom* ) ) -

183,301 document results

( TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR (

oyster W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1

shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( ben-

thos ) OR ( invertebrate* ) OR ( macrofauna ) OR ( benthic W/1

fauna ) OR ( benthic W/1 communit* ) OR ( seabed W/1 habitat )

OR ( seabed W/1 communit* ) OR ( zoobenthos ) ) ) AND ( ( ( inter-

action* ) OR ( impact* ) OR ( relation* ) OR ( effect* ) OR (

densit* ) OR ( species W/1 richness ) OR ( species W/1 composi-

tion* ) OR ( biomass* ) ) ) ) AND NOT ( TITLE-ABS-KEY ( ( (

freshwater* ) OR ( river* ) OR ( lake* ) OR ( polar ) OR ( arctic )

OR ( deep W/1 sea* ) OR ( deepsea* ) OR ( deep W/1 water* ) OR

( tropical ) ) ) ) ) AND ( TITLE-ABS-KEY ( ( dki ) OR ( bqi ) OR (

north W/1 sea ) OR ( skagerrak ) OR ( kattegat ) OR ( baltic W/1

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

151

sea ) OR ( soft-bottom ) OR ( soft W/1 bottom ) OR ( soft-sedi-

ment* ) OR ( soft W/1 sediment* ) OR ( sandy-bottom ) OR ( sand*

W/1 sediment* ) OR ( sand* W/1 bottom* ) OR ( muddy-bottom )

OR ( mud* W/1 sediment* ) OR ( mud* W/1 bottom* ) OR ( fine

W/1 sediment* ) OR ( sedimentary ) OR ( fine W/1 bottom* ) ) )

172 document results

( TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR (

oyster W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1

shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( ben-

thos ) OR ( invertebrate* ) OR ( macrofauna ) OR ( benthic W/1

fauna ) OR ( benthic W/1 communit* ) OR ( seabed W/1 habitat )

OR ( seabed W/1 communit* ) OR ( zoobenthos ) ) ) AND ( ( ( inter-

action* ) OR ( impact* ) OR ( relation* ) OR ( effect* ) OR (

densit* ) OR ( species W/1 richness ) OR ( species W/1 composi-

tion* ) OR ( biomass* ) ) ) ) AND NOT ( TITLE-ABS-KEY ( ( (

freshwater* ) OR ( river* ) OR ( lake* ) OR ( polar ) OR ( arctic )

OR ( deep W/1 sea* ) OR ( deepsea* ) OR ( deep W/1 water* ) OR

( tropical ) ) ) ) ) AND ( TITLE-ABS-KEY ( ( dki ) OR ( bqi ) OR (

north W/1 sea ) OR ( skagerrak ) OR ( kattegat ) OR ( baltic W/1

sea ) OR ( soft-bottom ) OR ( soft W/1 bottom ) OR ( soft-sedi-

ment* ) OR ( soft W/1 sediment* ) OR ( sandy-bottom ) OR ( sand*

W/1 sediment* ) OR ( sand* W/1 bottom* ) OR ( muddy-bottom )

OR ( mud* W/1 sediment* ) OR ( mud* W/1 bottom* ) OR ( fine

W/1 sediment* ) OR ( sedimentary ) OR ( fine W/1 bottom* ) ) )

AND ( EXCLUDE ( PUBYEAR , 1989 ) OR EXCLUDE (

PUBYEAR , 1984 ) OR EXCLUDE ( PUBYEAR , 1983 ) OR EX-

CLUDE ( PUBYEAR , 1982 ) OR EXCLUDE ( PUBYEAR , 1981 )

OR EXCLUDE ( PUBYEAR , 1979 ) OR EXCLUDE ( PUBYEAR ,

1974 ) ) -

164 document results

152

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

b) Kan fiskeriets reduktion af mængden af demersale fisk reducere prædationstryk-

ket på den benthiske makrofauna og derigennem ændre dens arts- og individtæt-

hed?

TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( dredg* ) OR ( sein* ) ) AND (

( benthos ) OR ( invertebrate* ) OR ( macrofauna ) OR ( benthic

W/1 fauna ) OR ( benthic W/1 communit* ) OR ( seabed W/1 habi-

tat ) OR ( seabed W/1 communit* ) OR ( zoobenthos ) ) ) AND ( ( (

fish W/1 predat* ) OR ( predation W/1 press* ) ) ) )

- 25 document

results

Ved den endelige formulering af søgestrengen blev der identificeret hhv. 164 og 25 ar-

tikler med relevans for de to ovennævnte primærspørgsmål. Titel, Abstract og key-

words for hver artikel blev gennemgået og artiklen eventuelt sorteret fra ud fra neden-

stående kriterier.

1. Artikler hvor redskabstermerne er anvendt til at beskrive videnskabelige prøve-

tagningsredskaber med fokus på analyser af de indsamlede organismer og altså

uden information om redskabspåvirkninger af kvalitetselementerne fra hverken

videnskabelige eller kommercielle fiskeredskaber.

(a:25), (b:7)

2. Artikler hvor termen ”dredge” i relation til kvalitetselementet udelukkende er

anvendt til at beskrive råstofindvinding fra havbunden eller udgravning af f.eks.

sejlrender.

(a:1), (b:3)

3. Artikler hvor i) søgetermerne e er perifere i forhold til det primære analysefokus

- og kvalitetselementet altså ikke er genstand for en målrettet analyse, eller ii)

artikler hvor analyserne er af indirekte eller teoretisk karakter og ikke indeholder

analyser af primære data, eller iii) artikler hvor der er fokus på relative effekter

f.eks. af forskellige trawlredskaber.

(a:60), (b:7)

4. Artikler med i) analyser i ferskvand, dybhavet, Arktis, eller tropiske farvande,

eller ii) artikler med undersøgelsesområder der ikke omfatter tempererede far-

vande på dybder under 100 meter.

(a:35), (b:5)

De tilbageværende 46 artikler danner grundlaget for reviewet om påvirkningen af bund-

faunaen fra presfaktoren fiskeri sammen med 14 artikler (markeret med fed skrift) tilfø-

jet under kvalitetssikringen af fiskeri og bundfauna eksperter fra Aarhus Universitet

[1] Bergman, M.J.N., Hup, M. Direct effects of beamtrawling on macrofauna in a

sandy sediment in the southern north sea (1992) ICES Journal of Marine Sci-

ence, 49 (1), pp. 5-11. Cited 151 times.

[2] Bergman, M.J.N., Van Santbrink, J.W. Mortality in megafaunal benthic popula-

tions caused by trawl fisheries on the Dutch continental shelf in the North Sea in

1994 (2000) ICES Journal of Marine Science, 57 (5), pp. 1321-1331. Cited 91

times.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

153

[3] Bergman, M.J.N., Ubels, S.M., Duineveld, G.C.A., Meesters, E.W.G. Effects of

a 5-year trawling ban on the local benthic community in a wind farm in the

Dutch coastal zone (2015) ICES Journal of Marine Science, 72 (3), pp. 962-972.

Cited 5 times.

[4]

Borja, A., Franco, J., Perez, V. A marine Biotic index to establish the ecolog-

ical quality of soft bottom benthos within the European estuarine and

coastal environments (2000) Mar Poll. Bull. 40: 1100- 1114.

[5]

Borja, A., Barbone, E., Basset, A., Borgersen, G., Mrkljacic, M., Elliott, M.,

Garmendia, J.M., Marques, J.C., Mazik, K., Muxika, I., Neto, J.M., Norling,

K., Rodríguez, J.G., Rosati, I., Rygg, B., Teixeira, H., Trayanova, A. Re-

sponse of single benthicmetrics and multi-metric methods to anthropogenic

pressure gradients, in five distinct European coastal and transitional ecosys-

tems (2011) Marine Pollution Bulletin 62: 499-513

[6]

Borja, A., Marín, S.L., Muxika, I., Pino, L., Rodríguez, J.G. Is there a possi-

bility of ranking benthic quality assessment indices to select the most re-

sponsive to different human pressures? (2015) Marine Pollution Bulletin

97:85-94

[7] Callaway, R., Alsvåg, J., De Boois, I., Cotter, J., Ford, A., Hinz, H., Jennings, S.,

Kröncke, I., Lancaster, J., Piet, G., Prince, P., Ehrich, S. Diversity and commu-

nity structure of epibenthic invertebrates and fish in the North Sea (2002) ICES

Journal of Marine Science, 59 (6), pp. 1199-1214. Cited 93 times.

[8] Callaway, R., Engelhard, G.H., Dann, J., Cotter, J., Rumohr, H. A century of

North Sea epibenthos and trawling: Comparison between 1902-1912, 1982-1985

and 2000 (2007) Marine Ecology Progress Series, 346, pp. 27-43. Cited 50 ti-

mes.

[9] Collie, J.S., Hall, S.J., Kaiser, M.J., Poiner, I.R. A quantitative analysis of fishing

impacts shelf-sea benthos (2000) Journal of Animal Ecology, 69 (5), pp. 785-

798. Cited 376 times.

[10]

Collie, J.S., Escanero, G.A., Valentine, P.C. Effects of bottom fishing on the

benthic megafauna of georges bank (1997) Marine Ecology Progress Series,

pages 159–172.

[11] De Juan, S., Thrush, S.F., Demestre, M. Functional changes as indicators of

trawling disturbance on a benthic community located in a fishing ground (NW

Mediterranean Sea) (2007) Marine Ecology Progress Series, 334, pp. 117-129.

Cited 102 times.

[12] van Denderen, P.D., van Kooten, T., Rijnsdorp, A.D. When does fishing lead to

more fish? Community consequences of bottom trawl fisheries in demersal food

webs (2013) Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences, 280

(1769), art. no. 20132531, . Cited 20 times.

154

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

[13] van Denderen, P.D., Hintzen, N.T., Rijnsdorp, A.D., Ruardij, P., van Kooten, T.

Habitat-Specific Effects of Fishing Disturbance on Benthic Species Richness in

Marine Soft Sediments (2014) Ecosystems, 17 (7), 10 p. Cited 13 times.

[14] Diesing, M., Stephens, D., and Aldridge, J. A proposed method for assessing the

extent of the seabed significantly affected by demersal fishing in the Greater

North Sea (2013) ICES Journal of Marine Science, 70: 1085–1096.

[15] Dulvy, N.K., Mitchell, R.E., Watson, D., Sweeting, C.J., Polunin, N.V.C. Scale-

dependant control of motile epifaunal community structure along a coral reef

fishing gradient (2002) Journal of Experimental Marine Biology and Ecology,

278 (1), pp. 1-29. Cited 34 times.

[16] Duplisea, D.E., Jennings, S., Warr, K.J., Dinmore, T.A. A size-based model of

the impacts of bottom trawling on benthic community structure (2002) Canadian

Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 59 (11), pp. 1785-1795. Cited 79 ti-

mes.

[17] Frid, C.L.J., Harwood, K.G., Hall, S.J., Hall, J.A. Long-term changes in the ben-

thic communities on North Sea fishing grounds (2000) ICES Journal of Marine

Science, 57 (5), pp. 1303-1309. Cited 67 times.

[18] Frid, C.L.J., Garwood, P.R., Robinson, L.A. The North Sea benthic system: A 36

year time-series (2009) Journal of the Marine Biological Association of the

United Kingdom, 89 (1), pp. 1-10. Cited 16 times

[19] Gislason, H., Bastardie, F., Dinesen, G.E., Egekvist, J., Eigaard, O.R. Lost in

translation? Multi-metric macrobenthos indicators and bottom trawling (2017)

Ecological Indicators, 82, pp. 260-270. Cited 1 time.

[20] Groenewold, S., Fonds, M. Effects on benthic scavengers of discards and dam-

aged benthos produced by the beam-trawl fishery in the southern North Sea

(2000) ICES Journal of Marine Science, 57 (5), pp. 1395-1406. Cited 92 times.

[21]

Hall, S.J. Physical disturbance and marine benthic communities: life in un-

consolidated sediments. Oceanography and Marine Biology: an annual re-

view, 1994.

[22]

Hansen, J.L. and Blomqvist, M. Effekt af Bundtrawling på Bundfaunasam-

fund i Kattegat (2018) Videnskabelig rapport fra DCE nr. 256

[23]

Hering, D., Borja, A., Carstensen, J., Carvalho, L., Elliott, M., Feld, C.K.,

Heinskanen, A.S., Johnson, R.K., Moe, J., Pont, D., Solheim, A.L., Bund, W.

The European Water Framework Directive at the age of 10: A critical re-

view of the achievements with recommendations for the future (2010) Sci-

ence of the Total Environment 408: 4007-4019

[24] Hiddink, J.G., Jennings, S., Kaiser, M.J., Queirós, A.M., Duplisea, D.E., Piet,

G.J. Cumulative impacts of seabed trawl disturbance on benthic biomass, pro-

duction, and species richness in different habitats (2006) Canadian Journal of

Fisheries and Aquatic Sciences, 63 (4), pp. 721-736. Cited 165 times.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

155

[25] Hiddink, J.G., Rijnsdorp, A.D., Piet, G. Can bottom trawling disturbance in-

crease food production for a commercial fish species? (2008) Canadian Journal

of Fisheries and Aquatic Sciences, 65 (7), pp. 1393-1401. Cited 40 times.

[26] Hiddink, J.G., Moranta, J., Balestrini, S., Sciberras, M., Cendrier, M., Bowyer,

R., Kaiser, M.J., Sköld, M., Jonsson, P., Bastardie, F., Hinz, H. Bottom trawling

affects fish condition through changes in the ratio of prey availability to density

of competitors (2016) Journal of Applied Ecology, 53 (5), pp. 1500-1510. Cited

8 times.

[27] Hiddink, J.G., Jennings, S., Sciberras, M., Szostek, C.L., Hughes, K.M., Ellis,

N., Rijnsdorp, A.D., McConnaughey, R.A., Mazor, T., Hilborn, R., Collie, J.S.,

Pitcher, C.R., Amoroso, R.O., Parma, A.M., Suuronen, P., Kaiser, M.J. Global

analysis of depletion and recovery of seabed biota after bottom trawling disturb-

ance (2017) Proceedings of the National Academy of Sciences of the United

States of America, 114 (31), pp. 8301-8306. Cited 8 times.

[28] Hily, C., Le Loc'h, F., Grall, J., Glémarec, M. Soft bottom macrobenthic commu-

nities of North Biscay revisited: Long-term evolution under fisheries-climate

forcing (2008) Estuarine, Coastal and Shelf Science, 78 (2), pp. 413-425. Cited

30 times

[29] Hinz, H., Hiddink, J.G., Forde, J., Kaiser, M.J. Large-scale responses of nema-

tode communities to chronic otter-trawl disturbance (2008) Canadian Journal of

Fisheries and Aquatic Sciences, 65 (4), pp. 723-732. Cited 7 times

[30] Hinz, H., Moranta, J., Balestrini, S., Sciberras, M., Pantin, J.R., Monnington, J.,

Zalewski, A., Kaiser, M.J., Sköld, M., Jonsson, P., Bastardie, F., Hiddink, J.G.

Stable isotopes reveal the effect of trawl fisheries on the diet of commercially ex-

ploited species (2017) Scientific Reports, 7 (1), art. no. 6334, .Cited 1 time.

[31] Jennings, S., Pinnegar, J.K., Polunin, N.V.C., Warr, K.J. Impacts of trawling dis-

turbance on the trophic structure of benthic invertebrate communities (2001) Ma-

rine Ecology Progress Series, 213, pp. 127-142. Cited 129 times.

[32] Jennings, S., Dinmore, T.A., Duplisea, D.E., Warr, K.J., Lancaster, J.E. Trawling

disturbance can modify benthic production processes (2001) Journal of Animal

Ecology, 70 (3), pp. 459-475. Cited 149 times.

[33] Jennings, S., Nicholson, M.D., Dinmore, T.A., Lancaster, J.E. Effects of chronic

trawling disturbance on the production of infaunal communities (2002) Marine

Ecology Progress Series, 243, pp. 251-260. Cited 54 times.

[34]

Jennings, S. and Kaiser, M.J. The Effects of Fishing on Marine Ecosystems

(1998) In A. J. S. a. P. A. T. J.H.S. Blaxter, editor, Advances in Marine Biol-

ogy, volume 34, pages 201–352.

[35]

Josefson, A., Blomqvist, M., Hansen, J.L.S., Rosenberg, R., Rygg, B. Assess-

ment of of marine quality change in gradients of disturbance: Comparison

of differen Scandinavian multi-metric indices (2009) Mar Poll. Bull 58:

1263-1277.

156

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

[36] Kaiser, M.J., Spencer, B.E. The effects of beam-trawl disturbance on infaunal

communities in different habitats (1996) Journal of Animal Ecology, 65 (3), pp.

348-358. Cited 202 times.

[37] Kaiser, M.J., Clarke, K.R., Hinz, H., Austen, M.C.V., Somerfield, P.J., Karakas-

sis, I. Global analysis of response and recovery of benthic biota to fishing (2006)

Marine Ecology Progress Series, 311, pp. 1-14. Cited 308 times.

[38]

Leonardsson, K., Blomqvist, M., Rosenberg, R. Theoretical and Practical

aspects on benthic quality assessment according to the EU-Water Frame-

work Directive – examples from Swedish waters (2009) Mar. poll. Bull. 58:

1286-1296.

[39] Lindegarth, M., Valentinsson, D., Hansson, M., Ulmestrand, M. Effects of trawl-

ing disturbances on temporal and spatial structure of benthic soft-sediment as-

semblages in Gullmarsfjorden, Sweden (2000) ICES Journal of Marine Science,

57 (5), pp. 1369-1376. Cited 28 times.

[40] Lindholm, J., Gleason, M., Kline, D., Clary, L., Rienecke, S., Cramer, A., Los

Huertos, M. Ecological effects of bottom trawling on the structural attributes of

fish habitat in unconsolidated sediments along the central California outer conti-

nental shelf (2015) Fishery Bulletin, 113 (1), pp. 82-96. Cited 3 times.

[41] McConnaughey, R.A., Syrjala, S.E. Short-term effects of bottom trawling and a

storm event on soft-bottom benthos in the eastern Bering Sea (2014) ICES Jour-

nal of Marine Science, 71 (9), pp. 2469-2483. Cited 4 times

[42] Nilsson, H.C., Rosenberg, R. Effects on marine sedimentary habitats of experi-

mental trawling analysed by sediment profile imagery (2003) Journal of Experi-

mental Marine Biology and Ecology, 285-286, pp. 453-463. Cited 14 times.

[43] Noack, T., Madsen, N., Mieske, B., Frandsen, R.P., Wieland, K., Krag, L.A. Es-

timating escapement of fish and invertebrates in a Danish anchor seine (2017)

ICES Journal of Marine Science, 74 (9), pp. 2480-2488.

[44] Pommer, C.D., Olesen, M., Jhansen, Ø.L.S. Impact and distribution of bottom

trawl fishing on mud-bottom communities in the Kattegat (2016) Marine Ecol-

ogy Progress Series, 548, pp. 47-60. Cited 8 times.

[45]

Ragnarsson, A.R., Lindegarth, M. Testing the hypothesis about temporary

and persistent effects of otter trawling on infauna: change in diversity ra-

ther than abundance (2009) Marine Ecology Progress Series 385: 51-64

[46]

Ramsay, K., Kaiser, M.J., and Hughes, R.N. Responses of benthic scaven-

gers to fishing disturbance by towed gears in different habitats (1998) Jour-

nal of Experimental Marine Biology and Ecology, 224 (1):73–89

[47] Reiss, H., Greenstreet, S.P.R., Sieben, K., Ehrich, S., Piet, G.J., Quirijns, F.,

Robinson, L., Wolff, W.J., Kröncke, I. Effects of fishing disturbance on benthic

communities and secondary production within an intensively fished area (2009)

Marine Ecology Progress Series, 394, pp. 201-213. Cited 23 times.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

157

[48] Rosenberg, R., Nilsson, H.C., Grémare, A., Amouroux, J.-M. Effects of demersal

trawling on marine sedimentary habitats analysed by sediment profile imagery

(2003) Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 285-286, pp. 465-

477. Cited 23 times.

[49]

Scheffer, M., Carpenter, S., & de Young, B. Cascading effects of overfishing

marine systems (2005) Trends in Ecology & Evolution, 20(11), 579-581.

[50] Schratzberger, M., Dinmore, T.A., Jennings, S. Impacts of trawling on the diver-

sity, biomass and structure of meiofauna assemblages (2002a) Marine Biology,

140 (1), pp. 83-93. Cited 74 times.

[51] Schratzberger, M., Jennings, S. Impacts of chronic trawling disturbance on meio-

faunal communities (2002b) Marine Biology, 141 (5), pp. 991-1000. Cited 38 ti-

mes.

[52] Sciberras, M., Parker, R., Powell, C., Robertson, C., Kröger, S., Bolam, S., Geert

Hiddink, J. Impacts of bottom fishing on the sediment infaunal community and

biogeochemistry of cohesive and non-cohesive sediments (2016) Limnology and

Oceanography, 61 (6), pp. 2076-2089. Cited 8 times.

[53] Sciberras, M., Tait, K., Brochain, G., Hiddink, J.G., Hale, R., Godbold, J.A., So-

lan, M. Mediation of nitrogen by post-disturbance shelf communities experienc-

ing organic matter enrichment (2017) Biogeochemistry, 135 (1-2), pp. 135-153.

[54] Sciberras, M., Hiddink, J.G., Jennings, S., Szostek, C.L., Hughes, K.M., Kneaf-

sey, B., Clarke, L.J., Ellis, N., Rijnsdorp, A.D., Mcconnaughey, R.A., Hilborn,

R., Collie, J.S., Pitcher, C.R., Amoroso, R.O., Parma, A.M., Suuronen, P., Kai-

ser, M.J. Response of benthic fauna to experimental bottom fishing: A global

meta-analysis (2018) Fish and Fisheries, . Article in Press.

[55] Sköld, M., Göransson, P., Jonsson, P., Bastardie, F., Blomqvist, M., Agrenius,

S., Hiddink, J.G., Nilsson, H.C., Bartolino, V. Effects of chronic bottom trawling

on soft-seafloor macrofauna in the Kattegat (2018) Marine Ecology Progress Se-

ries, 586, pp. 41-55.

[56] Tillin, H.M., Hiddink, J.G., Jennings, S., Kaiser, M.J. Chronic bottom trawling

alters the functional composition of benthic invertebrate communities on a sea-

basin scale (2006) Marine Ecology Progress Series, 318, pp. 31-45. Cited 152 ti-

mes.

[57]

Tremblay-Boyer, L., Gascuel, D., Watson, R., Christensen, V., & Pauly, D.

Modelling the effects of fishing on the biomass of the world’s oceans from

1950 to 2006 (2011) Marine Ecology Progress Series, 442, 169-185.

[58] Tuck, I.D., Hall, S.J., Robertson, M.R., Armstrong, E., Basford, D.J. Effects of

physical trawling disturbance in a previously unfished sheltered Scottish sea loch

(1998) Marine Ecology Progress Series, 162, pp. 227-242. Cited 153 times.

[59] Veale, L.O., Hill, A.S., Hawkins, S.J., Brand, A.R. Effects of long-term physical

disturbance by commercial scallop fishing on subtidal epifaunal assemblages and

habitats (2000) Marine Biology, 137 (2), pp. 325-337. Cited 63 times.

158

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

[60] Vorberg, R. Effects of shrimp fisheries on reefs of Sabellaria spinulosa (Poly-

chaeta) (2000) ICES Journal of Marine Science, 57 (5), pp. 1416-1420. Cited 15

times.

Makroalger

Primære spørgsmål

a) Kan fiskeri med bundslæbende redskaber påvirke udbredelsen af makroalger eller

nedsætte deres vækst og reproduktion, så deres dækningsgrad eller dybdeudbre-

delse i kystnære områder ændres, hvorved kvalitetselementet påvirkes?

b) Kan sedimentering af det bundmateriale, som fiskeri med bundslæbende redska-

ber kan ophvirvle, tildække makroalger, så kvalitetselementet påvirkes negativt?

Med reference til begge ovenstående primære spørgsmål blev nedenstående 3. søge-

strenge anvendt i SCOPUS. Der blev i første omgang søgt i alle dokumenttyper (artik-

ler, reviews, reports, mm.) i titel, abstract og nøgleord (TITLE-ABS-KEY).

Med over 300 hits på 1. søgning blev søgetermerne for fiskeredskaberne (” trawl*”,

”dredg*”, ”sein*”) specificeret mere ud (se eventuelt punkt 2 nedenfor), således at det

engelske ord for udgravning/uddybning af havbund og for råstofindvinding (”dred-

ging”) eksluderes af søgningen sammen med søgetermen ”sein*”, som ligeledes viste

sig at tilføje en del irrelevante publikationer. I 3. søgning blev hits for redskabsstudier

med lille habitattype relevans sorteret fra (publikationer om undersøgelser i ferskvand,

dybhavet og på det åbne hav langt fra kysten), hvilket bragte antallet af hits ned på

63.

TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( dredg* ) OR ( sein* ) ) AND (

( macroalgae ) OR ( seaweed* ) OR ( algae ) OR ( maerl ) OR (

epiflora ) OR ( multicellular W/1 algae ) ) ) AND ( ( ( interaction* )

OR ( impact* ) OR ( relation* ) OR ( effect* ) ) ) ) -

348 document

results

TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR (

oyster W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1

shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( (

macroalgae ) OR ( seaweed* ) OR ( algae ) OR ( maerl ) OR (

epiflora ) OR ( multicellular W/1 algae ) ) ) AND ( ( ( interaction* )

OR ( impact* ) OR ( relation* ) OR ( effect* ) ) ) )

87 document re-

sults

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

159

TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR (

oyster W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1

shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( (

macroalgae ) OR ( seaweed* ) OR ( algae ) OR ( maerl ) OR (

epiflora ) OR ( multicellular W/1 algae ) ) ) AND ( ( ( interaction* )

OR ( impact* ) OR ( relation* ) OR ( effect* ) ) ) ) AND NOT ( TI-

TLE-ABS-KEY ( ( ( freshwater* ) OR ( river* ) OR ( lake* ) OR (

polar ) OR ( arctic ) OR ( deep W/1 sea* ) OR ( deepsea* ) OR (

deep W/1 water* ) OR ( tropical ) ) ) ) -

63 document results

Ved den endelige formulering af søgestrengen blev der identificeret

artikler med re-

levans for de to ovennævnte primærspørgsmål. Titel, Abstract og key-words for hver ar-

tikel blev gennemgået og eventuelt sorteret fra ud fra nedenstående kriterier.

1. Redskabstermerne er anvendt til at beskrive videnskabelige prøvetagningsred-

skaber med fokus på analyser af de indsamlede organismer og altså helt uden in-

formation om redskabspåvirkninger af kvalitetselementerne fra hverken viden-

skabelige eller kommercielle fiskeredskaber.

2. Redskabstermerne er udelukkende anvendt som negation (f.eks. at der i undersø-

gelsesområdet ikke foregår ”trawl” fiskeri).

3. Termen ”dredge” i relation til kvalitetselementet udelukkende er anvendt til at

beskrive råstofindvinding fra havbunden eller udgravning af f.eks. sejlrender.

4. Termerne ”macroalgae”, ”seaweed”, ”algae”, ”maerl”, ”epiflora” og ”multicellu-

lar algae” er anvendt som reference til et andet studie/eksempel for en sammen-

ligning af ikke-fiskeripåvirknings karakter (e.g. ”Maerl grounds are comparable

to sea grass beds in terms of their high biodiversity”), eller termerne er perifere i

forhold til det primære analysefokus, og kvalitetselementet altså ikke er gen-

stand for en målrettet analyse.

5. Redskabstermerne er udelukkende anvendt fordi fiskeriet med disse redskaber er

analyseret som en genstand for påvirkning/presfaktor (e.g. To assess the impact

of the algae bloom on the coastal fishery resources of the region, the fish landing

data of five gears such as outboard trawl net…”) og kvalitetselementet derfor

ikke er genstand for en analyse.

6. Termen ”algae” referer til planktoniske alger og ikke makroalger.

7. Analyser i ferskvand, dybhavet, Arktis, eller tropiske farvande.

De tilbageværende 8 artikler danner grundlaget for reviewet om påvirkningsmekanismer

af fiskeri på makroalger sammen med 3 artikler tilføjet under kvalitetssikring af eksper-

ter hos Aarhus Universitet (markeret med fed skrift):

160

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

[1] Ordines, F., Ramón, M., Rivera, J., Rodríguez-Prieto, C., Farriols, M.T., Gui-

jarro, B., Pasqual, C., Massutí, E. Why long term trawled red algae beds off

Balearic Islands western Mediterranean still persist? (2017) Regional Studies in

Marine Science, 15, pp. 39-49.

[2] Bordehore, C., Ramos-Esplá, A.A., Riosmena-Rodríguez, R. Comparative

study of two maerl beds with different otter trawling history, southeast Iberian

Peninsula (2003) Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems, 13

(SUPPL. 1), pp. S43-S54. Cited 45 times

[3] Hall-Spencer, J.M., Moore, P.G. Scallop dredging has profound, long-term im-

pacts on maerl habitats (2000) ICES Journal of Marine Science, 57 (5), pp.

1407-1415. Cited 133 times

[4] Hall-Spencer, J. Conservation issues relating to maerl beds as habitats for mol-

luscs (1998) Journal of Conchology, 36 (SPEC. ISS. 2), pp. 271-286. Cited 42

times.

[5] Stewart, B.D., Howarth, L.M. Quantifying and Managing the Ecosystem Ef-

fects of Scallop Dredge Fisheries (2016) Developments in Aquaculture and

Fisheries Science, 40, pp. 585-609. Cited 2 times.

[6] Kamenos, N.A., Moore, P.G., Hall-Spencer, J.M. Attachment of the juvenile

queen scallop (Aequipecten opercularis (L.)) to maerl in mesocosm conditions;

juvenile habitat selection (2004) Journal of Experimental Marine Biology and

Ecology, 306 (2), pp. 139-155. Cited 33 times.

[7] Airoldi, L., Beck, M.W. Loss, status and trends for coastal marine habitats of

Europe (2007) Oceanography and Marine Biology, 45, pp. 345-405. Cited 503

times.

[8] Steller, D.L., Riosmena-Rodríguez, R., Foster, M.S., Roberts, C.A. Rhodolith

bed diversity in the Gulf of California: The importance of rhodolith structure

and consequences of disturbance (2003) Aquatic Conservation: Marine and

Freshwater Ecosystems, 13 (SUPPL. 1), pp. S5-S20. Cited 125 times.

[9]

Steneck, R. S., Graham, M. H., Bourque, B. J., Corbett, D., Erlandson, J.

M., Estes, J. A., & Tegner, M. J. Kelp forest ecosystems: biodiversity, sta-

bility, resilience and future (2002) Environmental conservation, 29(4), 436-

459.

[10]

Steneck, R. S., Vavrinec, J., & Leland, A. V. Accelerating trophic-level dys-

function in kelp forest ecosystems of the western North Atlantic (2004)

Ecosystems, 7(4), 323-332.

[11]

Steneck, R. S., Leland, A., McNaught, D. C., & Vavrinec, J. Ecosystem

flips, locks, and feedbacks: the lasting effects of fisheries on Maine's kelp

forest ecosystem (2013) Bulletin of Marine Science, 89(1), 31-55.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

161

Blomsterplanter (Ålegræs)

Primære spørgsmål

a) Kan fiskeri med bundslæbende redskaber løsrive ålegræs eller nedsætte deres

vækst og reproduktion, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære

områder ændres, hvorved kvalitetselementet påvirkes?

b) Kan sedimentering af det bundmateriale, som fiskeri med bundslæbende redska-

ber kan ophvirvle, tildække ålegræs, så kvalitetselementet påvirkes negativt?

Med reference til begge ovenstående primære spørgsmål blev nedenstående tre søge-

strenge anvendt i SCOPUS. Der blev i første omgang søgt i alle dokumenttyper (artik-

ler, reviews, reports, mm.) i titel, abstract og nøgleord (TITLE-ABS-KEY). Med næsten

300 hits på 1. søgning blev søgetermerne for fiskeredskaberne (” trawl*”, ”dredg*”,

”sein*”) specificeret mere ud (punkt 2 nedenfor), således at det engelske ord for udgrav-

ning/uddybning af havbund og for råstofindvinding (”dredging”) eksluderes af søgnin-

gen sammen med søgetermen ”sein*”, som ligeledes viste sig at tilføje en del irrelevante

publikationer. I 3. søgning blev hits for redskabsstudier med lille habitattype-relevans

sorteret fra (publikationer om undersøgelser i ferskvand, dybhavet og på det åbne hav

langt fra kysten), hvilket bragte antallet af hits ned på 77.

1. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( dredg* ) OR ( sein* ) ) AND ( ( angi-

osperm* ) OR ( seagrass* ) OR ( sea W/1 grass* ) OR ( eelgrass* ) OR (

eel W/1 grass* ) OR ( zostera* ) ) ) AND ( ( ( interaction* ) OR ( impact* )

OR ( relation* ) OR ( effect* ) ) ) ) -

298 document results

2. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR ( oyster

W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1 dredg* ) OR

( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR ( anchor* W/1 sein* )

OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1 shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR (

bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( angiosperm* ) OR ( seagrass* ) OR ( sea

W/1 grass* ) OR ( eelgrass* ) OR ( eel W/1 grass* ) OR ( zostera* ) ) )

AND ( ( ( interaction* ) OR ( impact* ) OR ( relation* ) OR ( effect* ) ) ) ) -

102 document results

3. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR ( oyster

W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1 dredg* ) OR

( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR ( anchor* W/1 sein* )

OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1 shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR (

bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( angiosperm* ) OR ( seagrass* ) OR ( sea

W/1 grass* ) OR ( eelgrass* ) OR ( eel W/1 grass* ) OR ( zostera* ) ) )

AND ( ( ( interaction* ) OR ( impact* ) OR ( relation* ) OR ( effect* ) ) ) )

162

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

AND NOT ( TITLE-ABS-KEY ( ( ( freshwater* ) OR ( river* ) OR ( lake* )

OR ( polar ) OR ( arctic ) OR ( deep W/1 sea* ) OR ( deepsea* ) OR (

deep W/1 water* ) OR ( tropical ) ) ) ) -

77 document results

Ved den endelige formulering af søgestrengen blev der identificeret 77 artikler med re-

levans for de to ovennævnte primærspørgsmål. Titel, Abstract og key-words for hver ar-

tikel blev gennemgået og eventuelt sorteret fra ud fra nedenstående kriterier:

1. Redskabstermerne er anvendt til at beskrive videnskabelige prøvetagningsredska-

ber med fokus på analyser af de indsamlede organismer og altså uden information

om redskabspåvirkninger af kvalitetselementerne fra hverken videnskabelige eller

kommercielle fiskeredskaber.

2. Termen ”dredge” i relation til kvalitetselementet er udelukkende anvendt til at be-

skrive råstofindvinding fra havbunden eller udgravning af f.eks. sejlrender.

3. Artikler hvor i) søgetermerne ”angiosperm”, ”seagras”, ”sea W/1 grass”, ”eel-

grass”, ”eel W/1 grass”, ”zostera” er anvendt som reference til et andet studie/ek-

sempel for en sammenligning af ikke-fiskeripåvirknings karakter (e.g. ”Maerl

grounds are comparable to sea grass beds in terms of their high biodiversity”), el-

ler ii) termerne er meget perifere (typisk oplyst som habitat type) i forhold til det

primære analysefokus - og kvalitetselementet altså ikke er genstand for en målret-

tet analyse, eller iii) analyserne er af indirekte eller teoretisk karakter og ikke in-

deholder analyser af primære data, eller iv) artikler hvor der er fokus på relative

effekter f.eks. af forskellige trawlredskaber.

4. Analyser i ferskvand, dybhavet, Arktis, eller tropiske farvande.

De tilbageværende 11 artikler danner grundlaget for reviewet om mekanismer for fiske-

ripåvirkning af ålegræs sammen med 4 artikler tilføjet under kvalitetssikring af eksper-

ter hos Aarhus Universitet (markeret med fed skrift):

[1] Airoldi, L., Beck, M.W. Loss, status and trends for coastal marine habitats of

Europe (2007) Oceanography and Marine Biology, 45, pp. 345-405. Cited 503

times.

[2]

Baden, S., Emanuelsson, A., Pihl, L., Svensson, C. J., & Åberg, P. Shift in

seagrass food web structure over decades is linked to overfishing (2012)

Marine Ecology Progress Series, 451, 61-73.

[3] Bishop, M.J., Peterson, C.H., Summerson, H.C., Gaskill, D. Effects of harvest-

ing methods on sustainability of a bay scallop fishery: Dredging uproots

seagrass and displaces recruits (2005) Fishery Bulletin, 103 (4), pp. 712-719.

Cited 10 times.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

163

[4] Boudouresque, C.F., Bernard, G., Pergent, G., Shili, A., Verlaque, M. Regres-

sion of Mediterranean seagrasses caused by natural processes and anthropo-

genic disturbances and stress: A critical review (2009) Botanica Marina, 52 (5),

pp. 395-418. Cited 130 times.

[5] Brodersen, K.E., Hammer, K.J., Schrameyer, V., Floytrup, A., Rasheed, M.A.,

Ralph, P.J., Kühl, M., Pedersen, O. Sediment resuspension and deposition on

seagrass leaves impedes internal plant aeration and promotes phytotoxic H2S

intrusion (2017) Frontiers in Plant Science, 8, art. no. 657, . Cited 5 times.

[6] Carstensen, J., Krause-Jensen, D., Markager, S., Timmermann, K., Windolf, J.

Water clarity and eelgrass responses to nitrogen reductions in the eutrophic

Skive Fjord, Denmark (2013) Hydrobiologia, 704 (1), pp. 293-309. Cited 17 ti-

mes.

[7] Fonseca, M.S., Foltz, C., Thayer, G.W., Chester, A.J. Impact of Scallop Har-

vesting on Eelgrass (Zostera Marina) Meadows: Implications for Management

(1984) North American Journal of Fisheries Management, 4 (3), pp. 286-293.

Cited 38 times.

[8] González-Correa, J.M., Bayle, J.T., Sánchez-Lizaso, J.L., Valle, C., Sánchez-

Jerez, P., Ruiz, J.M. Recovery of deep Posidonia oceanica meadows degraded

by trawling (2005) Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 320

(1), pp. 65-76. Cited 77 times.

[9]

Heck, K. L., & Valentine, J. F. The primacy of top-down effects in shallow

benthic ecosystems (2007) Estuaries and Coasts, 30(3), 371-381.

[10] Kiparissis, S., Fakiris, E., Papatheodorou, G., Geraga, M., Kornaros, M., Kapa-

reliotis, A., Ferentinos, G. Illegal trawling and induced invasive algal spread as

collaborative factors in a Posidonia oceanica meadow degradation (2011) Bio-

logical Invasions, 13 (3), pp. 669-678. Cited 19 times.

[11] Martin, M.A., Sanchez Lizaso, J.L., Ramos Espla, A.A. Quantification of the

impact of otter trawling on Posidonia oceanica (L.) Delile, 1813 seagrass mead-

ows [Cuantificacion del impacto de las artes de arrastre sobre la pradera de Po-

sidonia oceanica (L.) Delile, 1813] (1997) Publicaciones Especiales - Instituto

Espanol de Oceanografia, 23, pp. 243-253. Cited 23 times.

[12]

Maxwell, P. S., Eklöf, J. S., van Katwijk, M. M., O'brien, K. R., de la

Torre‐Castro, M., Boström, C., ... & van der Heide, T. The fundamental

role of ecological feedback mechanisms for the adaptive management of

seagrass ecosystems–a review (2017) Biological Reviews, 92(3), 1521-1538.

[13] Neckles, H.A., Short, F.T., Barker, S., Kopp, B.S Disturbance of eelgrass Zos-

tera marina by commercial mussel Mytilus edulis harvesting in Maine: Drag-

ging impacts and habitat recovery (2005) Marine Ecology Progress Series, 285,

pp. 57-73. Cited 54 times.

[14]

F. T. Short and S. Wyllie-Echeverria. Natural and human-induced disturb-

ance of seagrasses (1996) Environmental conservation, 23(1):17–27.

164

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

[15] Strydom, S., McMahon, K., Kendrick, G.A., Statton, J., Lavery, P.S. Seagrass

Halophila ovalis is affected by light quality across different life history stages

(2017) Marine Ecology Progress Series, 572, pp. 103-116. Cited 5 times.

Fytoplakton

Med reference til hvert af fire nedenstående primære spørgsmål for interaktionen mel-

lem presfaktoren fiskeri og kvalitetselementet fytoplankton blev nedenstående fire grup-

per af søgestrenge (a, b, c, d) anvendt i SCOPUS. Der blev først søgt i alle dokumentty-

per (artikler, reviews, reports, mm.) i titel, abstract og nøgleord (TITLE-ABS-KEY).

Med hhv. 133, 158, 104 og 75 hits for spørgsmål a, b, c og d blev søgetermerne for fi-

skeredskaberne (” trawl*”, ”dredg*”, ”sein*”) specificeret mere ud (punkterne a.2, b.2,

c.2 og d.2 nedenfor), således at det engelske ord for udgravning/uddybning af havbund

og for råstofindvinding (”dredging”) eksluderes af søgningen sammen med søgetermen

”sein*”, som ligeledes viste sig at tilføje en del irrelevante publikationer. I 3. søgning

for spørgsmål a, b og c blev hits for redskabsstudier med lille habitattype-relevans sorte-

ret fra (såsom publikationer om undersøgelser i ferskvand, dybhavet og på det åbne hav

langt fra kysten)

a) Kan resuspension af bundmateriale, forårsaget af fiskeri med bundslæbende red-

skaber, øge turbiditeten, så lysdæmpningen i vandsøjlen øges (lysmængden redu-

ceres) og fytoplankton (klorofyl a) eller sigtdybde påvirkes?

1. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( dredg* ) OR ( sein* ) ) AND (

( sediment* W/1 releas* ) OR ( sediment* W/1 resuspen* ) OR (

sediment W/1 mobilisat* ) OR ( resuspen* ) OR ( mobilisat* ) ) )

AND ( ( ( turbidity ) OR ( secchi* ) OR ( secchi W/1 depth ) OR (

clorophyl W/1 a ) ) ) )

- 133 document results

2. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR (

oyster W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1

shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( sedi-

ment* W/1 releas* ) OR ( sediment* W/1 resuspen* ) OR ( sedi-

ment W/1 mobilisat* ) OR ( resuspen* ) OR ( mobilisat* ) ) ) AND

( ( ( turbidity ) OR ( secchi* ) OR ( secchi W/1 depth ) OR ( cloro-

phyl W/1 a ) ) ) )

- 20 document results

3. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR (

oyster W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1

shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( sedi-

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

165

ment* W/1 releas* ) OR ( sediment* W/1 resuspen* ) OR ( sedi-

ment W/1 mobilisat* ) OR ( resuspen* ) OR ( mobilisat* ) ) ) AND

( ( ( turbidity ) OR ( secchi* ) OR ( secchi W/1 depth ) OR ( cloro-

phyl W/1 a ) ) ) ) AND NOT ( TITLE-ABS-KEY ( ( ( freshwater* )

OR ( river* ) OR ( lake* ) OR ( polar ) OR ( arctic ) OR ( deep

W/1 sea* ) OR ( deepsea* ) OR ( deep W/1 water* ) OR ( tropical )

) ) ) -

15 document results

b) Kan resuspension af bundmateriale forårsaget af fiskeri med bundslæbende red-

skaber, øge mængden af næringssalte og organisk materiale i vandsøjlen, så fy-

toplankton (klorofyl a), sigtdybde eller iltkoncentrationen påvirkes?

1. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( dredg* ) OR ( sein* ) ) AND (

( sediment* W/1 releas* ) OR ( sediment* W/1 resuspen* ) OR (

sediment W/1 mobilisat* ) OR ( resuspen* ) OR ( mobilisat* ) ) )

AND ( ( ( nutrients ) OR ( nutrient* W/1 release* ) OR ( nutrient*

W/1 increase* ) OR ( nitrogen* ) OR ( phosphor* ) OR ( oxygen* )

OR ( o2* ) ) ) ) -

158 document results

2. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR ( oys-

ter W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1 shoot*

) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( sediment*

W/1 releas* ) OR ( sediment* W/1 resuspen* ) OR ( sediment W/1

mobilisat* ) OR ( resuspen* ) OR ( mobilisat* ) ) ) AND ( ( ( nutrients

) OR ( nutrient* W/1 release* ) OR ( nutrient* W/1 increase* ) OR

( nitrogen* ) OR ( phosphor* ) OR ( oxygen* ) OR ( o2* ) ) ) ) -

document results

3. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR ( oys-

ter W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1 shoot*

) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( sediment*

W/1 releas* ) OR ( sediment* W/1 resuspen* ) OR ( sediment W/1

mobilisat* ) OR ( resuspen* ) OR ( mobilisat* ) ) ) AND ( ( ( nutrients

) OR ( nutrient* W/1 release* ) OR ( nutrient* W/1 increase* ) OR

( nitrogen* ) OR ( phosphor* ) OR ( oxygen* ) OR ( o2* ) ) ) ) AND

NOT ( TITLE-ABS-KEY ( ( ( freshwater* ) OR ( river* ) OR ( lake* )

) ) ) -

17 document results

166

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

c) Kan fiskeriets reduktion af mængden af zooplanktivore fisk i vandsøjlen ændre

prædationstrykket på zooplankton, så zooplanktonmængden øges, og fytoplankton

(klorofyl a) eller sigtdybde påvirkes?

1. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( dredg* ) OR ( sein* ) ) AND (

( zooplankton* ) OR ( zoo W/1 plankton* ) OR ( planktivorous W/1

fish* ) ) ) AND ( ( ( turbidity ) OR ( phytoplankton* ) OR ( secchi* )

OR ( secchi W/1 depth ) OR ( clorophyl W/1 a ) ) ) ) -

104 docu-

ment results

2. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR (

oyster W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1

shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( zoo-

plankton* ) OR ( zoo W/1 plankton* ) OR ( planktivorous W/1

fish* ) ) ) AND ( ( ( turbidity ) OR ( phytoplankton* ) OR ( secchi* )

OR ( secchi W/1 depth ) OR ( clorophyl W/1 a ) ) ) ) -

43 document

results

3. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR (

oyster W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1

shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( zoo-

plankton* ) OR ( zoo W/1 plankton* ) OR ( planktivorous W/1

fish* ) ) ) AND ( ( ( turbidity ) OR ( phytoplankton* ) OR ( secchi* )

OR ( secchi W/1 depth ) OR ( clorophyl W/1 a ) ) ) ) AND NOT (

TITLE-ABS-KEY ( ( ( freshwater* ) OR ( river* ) OR ( lake* ) ) ) )

29 document results

d) Kan fiskeriets påvirkning af bundfaunaen nedsætte biomassen eller abundansen af

filtrerende bundfauna på lavt vand således at filtrationstrykket formindskes, og fy-

toplankton (klorofyl a), sigtdybde eller iltkoncentrationen påvirkes?

1. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( dredg* ) OR ( sein* ) ) AND (

( ( filtrat* ) OR ( planktivor* ) OR ( filter* W/1 feed* ) OR ( filtrat*

W/1 capacit* ) OR ( clearance ) OR ( filt* W/1 capacity ) OR ( fil-

trat* W/1 biomass* ) OR ( clearance ) OR ( filt* W/1 biomass* ) ) )

) AND ( ( ( turbidity ) OR ( phytoplankton* ) OR ( secchi* ) OR (

secchi W/1 depth ) OR ( clorophyl W/1 a ) OR ( oxygen* ) OR (

o2* ) ) ) ) -

75 document results

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

167

2. TITLE-ABS-KEY ( ( ( ( trawl* ) OR ( mussel W/1 dredg* ) OR (

oyster W/1 dredg* ) OR ( scallop W/1 dredg* ) OR ( shellfish W/1

dredg* ) OR ( demersal W/1 sein* ) OR ( danish W/1 sein* ) OR (

anchor* W/1 sein* ) OR ( scottish W/1 sein* ) OR ( fly W/1

shoot* ) OR ( flyshoot* ) OR ( bottom W/1 sein* ) ) AND ( ( ( fil-

trat* ) OR ( planktivor* ) OR ( filter* W/1 feed* ) OR ( filtrat*

W/1 capacit* ) OR ( clearance ) OR ( filt* W/1 capacity ) OR ( fil-

trat* W/1 biomass* ) OR ( clearance ) OR ( filt* W/1 biomass* ) ) )

) AND ( ( ( turbidity ) OR ( phytoplankton* ) OR ( secchi* ) OR (

secchi W/1 depth ) OR ( clorophyl W/1 a ) OR ( oxygen* ) OR (

o2* ) ) ) ) -

13 document results

Ved den endelige formulering af søgestrengen blev der identificeret hhv. 15 (a), 17 (b),

29 (c) og 13 (d) artikler med relevans for de fire ovennævnte primærspørgsmål. Titel,

Abstract og key-words for hver artikel blev gennemgået og artiklen ventuelt sorteret fra

ud fra nedenstående kriterier.

1. Artikler hvor redskabstermerne er anvendt til at beskrive videnskabelige prøvetag-

ningsredskaber med fokus på analyser af de indsamlede organismer og altså uden

information om redskabspåvirkninger af kvalitetselementerne fra hverken viden-

skabelige eller kommercielle fiskeredskaber.

(a:0), (b:0), (c:18), (d:6)

2. Artikler hvor termen ”dredge” i relation til kvalitetselementet udelukkende er an-

vendt til at beskrive råstofindvinding fra havbunden eller udgravning af f.eks. sejl-

render.

(a:0), (b:0), (c:0), (d:0)

3. Artikler hvor søgetermerne e er meget perifere i forhold til det primære analysefo-

kus - og kvalitetselementet altså ikke er genstand for en målrettet analyse.

(a:6),

(b:2), (c:4), (d:3)

4. Artikler med analyser i ferskvand, dybhavet, Arktis, eller tropiske farvande.

(a:

3), (b:3), (c:3), (d:2)

De tilbageværende 22 unikke artikler (2 artikler dukkede op i mere end en søgning) dan-

ner sammen med 4 artikler tilføjet under peer review af fytoplankton eksperter fra Aar-

hus Universitet (markeret med fed skrift) grundlaget for reviewet om påvirkningen af

fytoplankton fra presfaktoren fiskeri.

[1] Allen, J.I., Clarke, K.R. Effects of demersal trawling on ecosystem functioning

in the North Sea: A modelling study (2007) Marine Ecology Progress Series,

336, pp. 63-75. Cited 30 times.

[2] Almroth-Rosell, E., Tengberg, A., Andersson, S., Apler, A., Hall, P.O.J. Effects

of simulated natural and massive resuspension on benthic oxygen, nutrient and

dissolved inorganic carbon fluxes in Loch Creran, Scotland (2012). Journal of

Sea Research, 72, pp. 38-48. Cited 10 times.

168

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

[3] Carstensen, J., Krause-Jensen, D., Markager, S., Timmermann, K., Windolf, J.

Water clarity and eelgrass responses to nitrogen reductions in the eutrophic

Skive Fjord, Denmark (2013) Hydrobiologia, 704 (1), pp. 293-309. Cited 17

times.

[4]

Casini, M., Lövgren, J., Hjelm, J., Cardinale, M., Molinero, J.C. and

Kornilovs, G. Multi-level trophic cascades in a heavily exploited open ma-

rine ecosystem (2008) Proc. R. Soc. B, 275, 1793–1801

[5] Dellapenna, T.M., Allison, M.A., Gill, G.A., Lehman, R.D., Warnken, K.W.

The impact of shrimp trawling and associated sediment resuspension in mud

dominated, shallow estuaries (2006) Estuarine, Coastal and Shelf Science, 69

(3-4), pp. 519-530. Cited 30 times.

[6] Dolmer, P., Frandsen, R.P. Evaluation of the Danish mussel fishery: Sugges-

tions for an ecosystem management approach (2002) Helgoland Marine Re-

search, 56 (1), pp. 13-20. Cited 40 times.

[7] Dounas, C., Davies, I., Triantafyllou, G., Koulouri, P., Petihakis, G., Arvani-

tidis, C., Sourlatzis, G., Eleftheriou, A. Large-scale impacts of bottom trawling

on shelf primary productivity (2007) Continental Shelf Research, 27 (17), pp.

2198-2210. Cited 28 times.

[8] Durrieu De Madron, X., Ferré, B., Le Corre, G., Grenz, C., Conan, P., Pujo-

Pay, M., Buscail, R., Bodiot, O. Trawling-induced resuspension and dispersal

of muddy sediments and dissolved elements in the Gulf of Lion (NW Mediter-

ranean) (2005) Continental Shelf Research, 25 (19-20), pp. 2387-2409. Cited 67

times.

[9]

Frank, K. T., Petrie, B., Choi, J. S. & Legget, W. C. Trophic cascades in a

formerly cod-dominated ecosystem (2005) Science 308, 1621–1623.

[10]

Hansen, J.L.S., Josefson, A.B. Pools of chlorophyll and live planktonic dia-

toms in aphotic marine sediments (2001) Mar. Biol. 139: 289-299

[11] Hattab, T., Ben Rais Lasram, F., Albouy, C., Romdhane, M.S., Jarboui, O.,

Halouani, G., Cury, P., Le Loc'h, F. An ecosystem model of an exploited south-

ern Mediterranean shelf region (Gulf of Gabes, Tunisia) and a comparison with

other Mediterranean ecosystem model properties (2013) Journal of Marine Sys-

tems, 128, pp. 159-174. Cited 30 times.

[12] Holmer, M., Ahrensberg, N., Jörgensen, N.P. Impacts of mussel dredging on

sediment phosphorus dynamics in a eutrophic Danish Fjord (2003) Chemistry

and Ecology, 19 (5), pp. 343-361. Cited 8 times.

[13] Linders, T., Nilsson, P., Wikström, A., Sköld, M. Distribution and fate of trawl-

ing-induced suspension of sediments in a marine protected area (2018) ICES

Journal of Marine Science, 75 (2), pp. 785-795.

[14] Martín, J., Puig, P., Palanques, A., Giamportone, A. Commercial bottom trawl-

ing as a driver of sediment dynamics and deep seascape evolution in the An-

thropocene (2014) Anthropocene, 7, pp. 1-15. Cited 16 times.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

169

[15]

Möllmann, C., Müller-Karulis, B., Kornilovs, G. & St John, M. A. Effects

of climate and overfishing on zooplankton dynamics and ecosystem struc-

ture: regime shifts, trophic cascade, and feedback loops in a simple ecosys-

tem (2008) ICES J. Mar. Sci. 65, 302–310.

[16] O'Neill, F.G., Summerbell, K. The mobilisation of sediment by demersal otter

trawls (2011) Marine Pollution Bulletin, 62 (5), pp. 1088-1097. Cited 30 times.

[17] Palanques, A., Puig, P., Guillén, J., Demestre, M., Martín, J. Effects of bottom

trawling on the Ebro continental shelf sedimentary system (NW Mediterra-

nean)(2014) Continental Shelf Research, 72, pp. 83-98. Cited 21 times.

[18] Painting, S.J., van der Molen, J., Parker, E.R., Coughlan, C., Birchenough, S.,

Bolam, S., Aldridge, J.N., Forster, R.M., Greenwood, N. Development of indi-

cators of ecosystem functioning in a temperate shelf sea: A combined fieldwork

and modelling approach (2013) Biogeochemistry, 113 (1-3), pp. 237-257. Cited

12 times.

[19] Pilskaln, C.H., Churchill, J.H., Mayer, L.M. Resuspension of sediment by bot-

tom trawling in the Gulf of Maine and potential geochemical consequences

(1998) Conservation Biology, 12 (6), pp. 1223-1229. Cited 110 times.

[20] Polymenakou, P.N., Pusceddu, A., Tselepides, A., Polychronaki, T., Gianna-

kourou, A., Fiordelmondo, C., Hatziyanni, E., Danovaro, R. Benthic microbial

abundance and activities in an intensively trawled ecosystem (Thermaikos Gulf,

Aegean Sea) (2005) Continental Shelf Research, 25 (19-20), pp. 2570-2584. Ci-

ted 9 times.

[21] Ribó, M., Puig, P., van Haren, H. Hydrodynamics over the Gulf of Valencia

continental slope and their role in sediment transport (2015) Deep-Sea Research

Part I: Oceanographic Research Papers, 95, pp. 54-66. Cited 5 times.

[22] Sánchez, F., Olaso, I. Effects of fisheries on the Cantabrian Sea shelf ecosystem

(2004) Ecological Modelling, 172 (2-4), pp. 151-174. Cited 84 times.

[23] Sciberras, M., Parker, R., Powell, C., Robertson, C., Kröger, S., Bolam, S.,

Geert Hiddink, J. Impacts of bottom fishing on the sediment infaunal commu-

nity and biogeochemistry of cohesive and non-cohesive sediments (2016) Lim-

nology and Oceanography, 61 (6), pp. 2076-2089. Cited 8 times.

[24] Torres, M.T., Coll, M., Heymans, J.J., Christensen, V., Sobrino, I. Food-web

structure of and fishing impacts on the Gulf of Cadiz ecosystem (South-western

Spain) (2013) Ecological Modelling, 265, pp. 26-44. Cited 19 times.

[25] Wilson, A.M., Kiriakoulakis, K., Raine, R., Gerritsen, H.D., Blackbird, S., All-

cock, A.L., White, M. Anthropogenic influence on sediment transport in the

Whittard Canyon, NE Atlantic (2015) Marine Pollution Bulletin, 101 (1), pp.

320-329. Cited 5 times.

170

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

[26] Wu, Y., Liu, Z., Hu, J., Zhu, Z., Liu, S., Zhang, J. Seasonal dynamics of particu-

late organic matter in the Changjiang Estuary and adjacent coastal waters illus-

trated by amino acid enantiomers (2016). Journal of Marine Systems, 154, pp.

57-65. Cited 2 times.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

171

Skibstrafik

For alle beskrevne påvirkningsmekanismer blev den relevante litteratur identificeret

gennem søgning efter artikler, bøger, rapporter, konference indlæg, metastudier, ledere

og andre litteraturtyper i Google Scholar (GS) for perioden 1990-2018. Engelske hhv.

danske søgetermer blev anvendt. Litteratursøgning I GS og Web of Science (WoS) blev

gennemført maj-juni 2018.

Anvendte søgetermer (engelsk version) i GS:

(“shipping”) AND (“quality elements” OR “chrorophyll” OR “eutrophication” OR

“oxygen” OR “secchi depth” OR “eelgrass” OR “sediment”, samt (“shipping") AND

(“quality elements” OR “chrorophyll” OR “eutrophication” OR “oxygen” OR “sec-

chi depth” OR 2 eelgrass” AND (“Danish” OR “Denmark”).

(“shipping”) AND (“benthic impact” OR “benthic fauna” OR “benthic biodiversity”

OR “benthic organisms”)

DCEs database over faglige rapporter bliver ikke indexeret i GS; materiale fra denne da-

tabase blev derfor inddraget separate ved søgning på http://pure.au.dk/portal/da/organi-

sations/8000/publications.html, med søgetermerne “hurtigfærge(r)”, “færge(r)”, “skibs-

trafik”, “shipping”; 2 rapporter vedr danske farvande blev fundet og inkluderet.

Udvælgelse af materiale fra basissøgning:

Skridt 1: Sortering efter relevant titel (WoS), samt relevant titel, nøgleord (GS). 17

videnskabelige artikler og 10 rapporter blev tilbageholdt til næste skridt.

Skridt 2: Resume af 17 videnskabelige artikler og 10 rapporter blev gennemlæst med

henblik på relevans, hvoraf 9 videnskabelige artikler og 6 rapporter vurderes rele-

vante, og denne pulje gennemlæses.

Skridt 3: Af slutpuljen fra skridt 2 inkluderes konklusioner fra 6 videnskabelige ar-

tikler og 4 rapporter I nærværende litteraturgennemgang af tilgængelig viden for på-

virkningsmekanismer på vandkvalitetselementer i danske kystnære økosystemer.

Skridt 4: I samskrivnings- og kvalitetssikringsfasen inkluderes yderligere 10 støttear-

tikler/rapporter/monografier for at påpege den generelle viden på området, der for-

modes relevant for danske kystnære økosystemer

172

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Marint affald og mikroplastik

For presfaktorene marint affald og mikroplastik er følgende spørgsmål delt op i forhold

til kvalitets elementer i reviewet.

Der er taget udgangspunkt i to helt nye reviews:

’The ecological impacts of marine de-

bris: unraveling the demonstrated evidence from what is perceived’

af Rochman et al.

2016 og Law 2017

’The Plastics in the Marine Environment’,

samt en række specifikke

søgninger i Web of Science (WoS) - se kriterierne nedenfor.

Da effekter på individniveau sjældent kan kobles til populationsrelevante effekter, rettes

søgning i WoS mod effekter på ’assemblages’ og ’communities’ i forbindelse med de

udvalgte WFD indikatorer.

1. Bentisk makrofauna

a) Kan marint affald og/eller mikroplastik ved fysiske påvirkninger medføre sam-

fundsændringer i den bentiske makrofauna på blød bund i kystnære farvande

og ændre arts- og individtætheden således, at kvalitetselementet bliver påvirket

negativt?

b) Kan marint affald og/eller mikroplastik pga. indhold af miljøfarlige stoffer

medføre samfundsændringer i den bentiske makrofauna på blød bund i kyst-

nære farvande og ændre arts- og individtætheden således, at kvalitetselementet

bliver påvirket negativt?

Søgekriterier i WoS:

TOPIC: (plastic* OR microplastic*)

AND

TOPIC: (benthic

assemblage* OR benthic communit*)

AND

TOPIC: (marine OR estuarine)

AND

TOPIC: (litter OR debris) = 25 hits

2. Makroalger

c) Kan marint affald og/eller mikroplastik fysisk påvirke makroalger i kystnære

farvande så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære områder æn-

dres, og kvalitetselementet derfor påvirkes negativt?

d) Kan marint affald og/eller mikroplastik pga. indhold af miljøfarlige stoffer på-

virke makroalger i kystnære farvande, så deres dækningsgrad eller dybdeudbre-

delse i kystnære områder ændres, og kvalitetselementet derfor påvirkes nega-

tivt?

Søgekriterier i WoS: TOPIC: (plastic* OR microplastic*) AND TOPIC: (Macro-

phyte* OR kelp OR Macroalgae*) AND TOPIC: (marine OR estuarine) AND

TOPIC: (litter OR debris) = 15 hits

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

173

3. Dybdeudbredelse af ålegræs

e) Kan marint affald og/eller mikroplastik ved fysisk påvirke angiospermer (f.eks.

ålegræs) i kystnære farvande så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i

kystnære områder ændres, og kvalitetselementet derfor påvirkes negativt?

f) Kan marint affald og/eller mikroplastik pga. indhold af miljøfarlige stoffer på-

virke angiospermer (f.eks. ålegræs) i kystnære farvande, så deres dækningsgrad

eller dybdeudbredelse i kystnære områder ændres, og kvalitetselementet derfor

påvirkes negativt?

Søgekriterier i WoS: TOPIC: (plastic* OR microplastic*) AND TOPIC: (Zostera

OR eellgrass* or seagrass*) AND TOPIC: (marine OR estuarine) AND TOPIC:

(litter OR debris) = 6 hits

4. Sigtdybde og klorofyl

g) Kan resuspension af bundmateriale indeholdende marint affald og/eller mikro-

plastik påvirke turbiditeten, så lysextinctionen i vandsøjlen øges og fytoplank-

ton eller sigtdybde påvirkes?

h) b. Kan marint affald og/eller mikroplastik ændre prædationstrykket i pelagiske

eller bentiske fødekæder, så fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

Søgekriterier i WoS: TOPIC: (plastic* OR microplastic*) AND TOPIC: (Chloro-

phyll OR secchi depth OR food web* OR mussel* OR bivalve* OR coral*) AND

TOPIC: (marine OR estuarine) AND TOPIC: (litter OR debris) = 147

Tabel 1. Resultat af søgekriterier i WoS for kvalitets elementer. Med udgangspunkt i ef-

fekt kriterierne defineret af (Rochman et al 2016) er de videnskabelige artikler, som er

fremkommet ved ovenstående søgning på de forskellige kvalitets elementer og støtte pa-

rametre blevet sorteret som udgangs punkt for reviewet. Tabellen viser antal totale arti-

kel hits for marint affald og/eller mikroplastik på de forskellige kvalitetselementer efter

ovenstående søgekriterier, samt antallet af disse artikelemner, som har henholdsvis teo-

retisk påvirkning, eksperimentelt fundne effekter, dokumenterede effekter, samt indi-

rekte effekter.

Kvalitets-

Hits

Teoretisk

Eksperi-

Doku-

Indirekte

element

Total

påvirk-

mentel

menteret

effekt

ning

effekt

Bundfauna

Makroalger

Ålegræs

Sigtdybde og

klorofyl

174

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Miljøfarlige stoffer: Metaller, pesticider, biocider, PAH’er, PCB’er og or-

ganotin (TBT)

For presfaktoren miljøfarlige stoffer (MFS) indgår følgende primære spørgsmål i det sy-

stematisk review og er herunder angivet for de enkelte kvalitetselementer:

a) Bundfauna: Kan miljøfarlige stoffer påvirke artssammensætningen og individ-

tætheden af bundfauna?

b) Makroalger: Kan miljøfarlige stoffer påvirke udbredelsen af makroalger eller

nedsætter deres formering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kyst-

nære områder ændres, hvorved kvalitetselementet påvirkes?

c) Ålegræssets dybdeudbredelse: Kan miljøfarlige stoffer forhindre udbredelse af

angiospermer (f.eks. ålegræs) eller nedsætte deres formering, så deres dæknings-

grad eller dybdeudbredelse i kystnære områder ændres, og kvalitetselementet

derfor påvirkes?

d) Zooplankton: Kan miljøfarlige stoffer påvirke sammensætningen og mængden

af zoo- og fytoplankton og derigennem sænke klorofylindholdet og sigtdybden?

e) Lysmængde: Kan miljøfarlige stoffer direkte eller indirekte reducere lysmæng-

den så sigtdybde påvirkes?

Følgende fire overordnede definitioner blev fastlagt inden litteratursøgningen:

1. Påvirkninger af miljøfarlige stoffer er koncentrationer over de EU fastsatte EQS

og danske MKK i vand, biota eller sediment.

2. Arts- og individtæthed er defineret som det antal makrofaunaarter og individer

der registreres per arealenhed i prøver taget med en bundhenter (for eksempel,

HAPS, van Veen, eller Smith-McIntyre).

3. Benthisk makrofauna er defineret som de bunddyr der tilbageholdes og identifi-

ceres i en sigte med en maskevidde på 1 mm.

4. Kystnære farvande er primært defineret som farvandsområder der ligger mindre

end 1 sømil fra kystlinjen (som i vandrammedirektivet).

For alle spørgsmål (a-e) blev den relevante litteratur fundet gennem søgning i Web of

Science (WoS) efter artikler. Der blev kun søgt på engelske søgetermer. Litteratursøg-

ningen i WoS er foretaget i perioden maj-juli 2018. Yderligere 9 referencer var kendt og

blev inddraget i reviewet, primært rapporter (se referenceliste).

Opsummering af antal artikler fundet for hvert kvalitetselement (obs: nogle artikler ind-

går i flere kvalitetselementer):

•

Bundfauna: 136 på søgning og titelscreening -> 63 til abstraktlæsning -> 18 til

fuld læsning -> 12 til brug i reviewet

Makroalger: 109 på søgning og titelscreening -> 12 til abstraktlæsning -> 4 til

fuld læsning -> 2 til brug i reviewet

Ålegræssets dybdeudbredelse: 63 på søgning og titelscreening -> 63 til abstrakt-

læsning -> 5 til fuld læsning -> 5 til brug i reviewet

Zooplankton: 253 på søgning og titelscreening -> 13 til abstraktlæsning -> 5 til

fuld læsning -> 4 til brug i reviewet

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

175

•

Lysmængde: 33 på søgning og titelscreening -> 11 til abstraktlæsning -> 3 til

fuld læsning -> 3 til brug i reviewet

Bundfauna

a) Kan miljøfarlige stoffer påvirke artssammensætningen og individtætheden af bund-

fauna?

Søgetermer i WoS

(pesticide OR Hazardous substances OR biocide OR metals OR PAH OR PCB OR TBT

OR PBDE) AND (Benthos OR macrofauna OR benthic) = 3894 hits.

Udvides søgestrengen til følgende: AND (density OR "species richness" OR biomass

OR "species composition") AND (marine OR Estuar OR coast) fås igen hele søgere-

sultatet.

Tilføjes der (meta-analys* OR review) til den oprindelige søgestreng (3863 hits), fås der

136 hits.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (136) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 63

artikler indgår i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 63 artikler gennemlæses, hvilket medførte, at 18 artikler blev

læst.

Trin 3: Ud af disse 18 artikler indgår 12 i det endelige review.

Artikler

Olie/PAH:

Arana, H. A. H., et al. (2005)

samt

Bakke, T., et al. (2013).

Metaller:

Simpson, S. L. and G. E. Batley (2007), Wang, W. X. (2002)

Zhang, C., et

al. (2014).

Aquakulturer:

Burridge, L., et al. (2010).

Human Impact/Multiple stressors:

Calabretta, C. J. and C. A. Oviatt (2008), Fleeger, J.

W., et al. (2003), Gosset, A., et al. (2016), Ho, K. T. and R. M. Burgess (2013), Mat-

thiessen, P. and R. J. Law (2002)

Statzner, B. and L. A. Beche (2010).

PCB:

Finkelstein, K., et al. (2017)

Fuchsman, P. C., et al. (2006)

Pesticider:

King, J., et al. (2013), Pisa, L. W., et al. (2015)

Wan, M. T. (2013).

TBT:

Vogt, E. L., et al. (2018)

Makroalger

b) Kan miljøfarlige stoffer påvirke udbredelsen af makroalger eller nedsætter deres for-

mering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære områder ændres,

hvorved kvalitetselementet påvirkes?

176

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Søgetermer i WoS

(pesticides OR antifouling OR biocides OR Hazardous substances OR metals OR PAH

OR PCB OR TBT OR PBDE) AND (Macroalgae OR seaweed OR algae OR epiflora) =

7703 hits.

Præciseres søgningen til følgende: AND (biodiversity OR habitat) AND (Marine OR

Estuar* OR Coast) reduceres antallet til = 103 hits.

Tilføjes der (meta-analys* OR review) til den oprindelige søgestreng (334 hits), fås der

12 hits.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (109) sorteres ud fra meta-analyse eller review. Dette

medfører, at 12 artikler indgår i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 12 artikler blev læst, hvilket medførte, at 4 artikler blev udvalgt.

Trin 3: Ud af disse 4 indgår 2 artikler i det endelige review.

Artikler

Ianora, A., et al. (2006), Mayer-Pinto, M., et al. (2015), Roberts, D. A., et al. (2008)

Strain, E. M. A., et al. (2014).

Ålegræssets dybdeudbredelse

c) Kan miljøfarlige stoffer forhindre udbredelse af angiospermer (f.eks. ålegræs) eller

nedsætte deres formering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære

områder ændres, og kvalitetselementet derfor påvirkes?

Søgetermer i WoS

(pesticides OR antifouling OR biocides OR Hazardous substances OR metals OR PAH

OR PCB OR TBT OR PBDE) AND (angiosperm OR eelgrass OR zostera OR sea grass)

= 63 hits. Tilføjes (meta-analys* OR review) fås der 2 hits.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (63) sorteres ud fra meta-analyse eller review.

Trin 2: Titler og abstract læses, og dette indskrænker artiklerne til 2 review og 3 artikler

om antifouling herbicider som alle læses.

Trin 3: Alle 5 artikler indgår i det endelige review.

Artikler

Sanchez-Quiles, D., et al. (2017) og Amara, I., et al. (2018), Scarlett, A., et al. (1999),

Chesworth, J. C., et al. (2004)

Gatidou, G. and N. S. Thomaidis (2007).

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

177

Zooplankton

d) Kan miljøfarlige stoffer reducere mængden af zooplankton, så zooplankton-mæng-

den mindskes, og fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

Søgetermer i WoS

(pesticides OR antifouling OR biocides OR Hazardous substances OR metals OR PAH

OR PCB OR TBT OR PBDE) AND (zooplankton OR microzooplankton OR ) = 153

hits.

Udvidet med

AND (Marine OR Coastal OR Estuar*) giver 36 .

AND (Review or Meta-analys*) 4.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (153) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 13

artikler indgår i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 11 artikler gennemlæses hvilket medførte, at 5 artikler blev ud-

valgt til fuld læsning.

Trin 3: Ud af disse 5 indgår 4 artikler i det endelige review.

Artikler

Havens, K. E. and T. Hanazato (1993), Hjorth, M., et al. (2007), Ianora, A., et al.

(2006), Kattwinkel, M., et al. (2015)

Petersen, S. and K. Gustavson (2000).

Lysmængde

e) Kan miljøfarlige stoffer reducere mængden af zooplankton, så zooplankton-mæng-

den mindskes, og fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

Søgetermer i WoS

(pesticides OR antifouling OR biocides OR Hazardous substances OR metals OR PAH

OR PCB OR TBT OR PBDE) AND (water clarity OR depletion OR secchi OR light

penetration OR top down) = 10594 hits, hovedparten indenfor fysik og lyskilder.

Udvidet med AND (Marine OR Coastal OR Estuar*) giver 499 hits, hvoraf mange sta-

dig er omkring lysdioder og fysisk lys teori. Endelig udvides med AND (Review or

Meta-analys*) og der fås 33 hit.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (33) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 11 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 11 artikler blev læst, hvoraf 3 artikler blev udvalgt.

178

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Trin 3: Alle 3 artikler indgår i det endelige review.

Artikler

Cloern, J. E. (1996), Rawlins, B. G., et al. (1998)

Short, F. T. and S. Wyllie-Echever-

ria (1996).

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

179

Amerikansk ribbegople,

Mnemiopsis leidyi

For presfaktoren amerikansk ribbegople indgår følgende primære spørgsmål i det syste-

matisk review og er herunder angivet for de enkelte kvalitetselementer:

Bundfauna

a) Kan udbredelsen af amerikansk ribbegople, ændre arts- og individtætheden af

benthiske makrofauna således at kvalitetselementet bliver påvirket?

b) Kan den amerikanske ribbegople ændre forekomsten af hjemhørende muslingear-

ter og derigennem ændre arts- og individtæthed af disse, så bundfauna påvirkes?

Makroalger

c) Kan den amerikanske ribbegople påvirke udbredelsen af makroalger eller nedsæt-

ter deres formering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære om-

råder ændres, hvorved kvalitetselementet påvirkes?

Ålegræssets dybdeudbredelse

d) Kan den amerikanske ribbegople forhindre udbredelse af angiospermer (f.eks. åle-

græs) eller nedsætte deres formering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbre-

delse i kystnære områder ændres, og kvalitetselementet derfor påvirkes?

Klorofyl og sigtedybde

e) Kan amerikanske ribbegopler øge turbiditeten, så lysextinctionen i vandsøjlen

mindskes og fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

f) Kan amerikanske ribbegopler ændre mængden af næringssalte i vandsøjlen, så fy-

toplankton eller sigtdybde påvirkes?

g) Kan amerikanske ribbegopler reducere mængden af zooplankton, så fytoplankton

eller sigtdybde påvirkes?

Definitioner

1. Arts- og individtæthed er defineret som det antal makrofaunaarter og individer der

registreres per arealenhed i prøver taget med en bundhenter (for eksempel, HAPS,

van Veen, eller Smith-McIntyre).

2. Bentisk makrofauna er defineret som de bunddyr der tilbageholdes og identificeres i

en sigte med en maskevidde på 1 mm.

3. Kystnære farvande er primært defineret som farvandsområder der ligger mindre end

1 sømil fra kystlinjen (som i vandrammedirektivet).

4. PSU er saltholdigheden i promille

Kriterier for udvælgelse af litteratur for ovenstående primære spørgsmål (a-g)

For alle spørgsmål (a-g) blev den relevante litteratur fundet gennem søgning i Web of

Science (WoS) efter artikler og Google Scholar (GS) efter rapporter. Der blev kun søgt

på engelske søgetermer i både WoS og GS. Litteratursøgningen i WoS og GS er foreta-

get i perioden juni - juli 2018.

180

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Primærspørgsmål a

a) Kan udbredelsen af amerikanske ribbegoples ændre arts- og individtætheden af den

bentiske makrofauna således at kvalitetselementet bliver påvirket?

Søgetermer i WoS

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”) AND Benthos OR macrofauna OR

benthic) = 35 hits.

Søgetermer i GS

(Mnemiopsis

leidyi OR “American Comb Jelly”) AND Benthos OR macrofauna OR

benthic: 2670.

Specificeres det at det kun er rapporter der søges på fås: (Mnemiopsis leidyi OR “Amer-

ican Comb Jelly”) AND Benthos OR macrofauna OR benthic AND (source:report) = 29

hits.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (35) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører at 9 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse. Rapporter fundet i GS (29) sorteres ud fra rele-

vant titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører at 2 rapporter indgår

i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 9 artikler og 2 rapporter gennemlæses hvilket medførte at 6 ar-

tikler (heraf 2 reviews) og 0 rapporter blev læst

De læste artikler medførte at yderligere 2 artikler blev læst.

Primærspørgsmål b

b) Kan den amerikanske ribbegople ændre forekomsten af muslingearter og derigen-

nem ændre arts- og individtæthed af disse, så kvalitetselementer påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Mnemiopsis leidyi

OR “American Comb Jelly”) AND (bivalves OR mussels" OR oys-

ters) = 30 hits.

Søgetermer i GS

(Mnemiopsis leidyi

OR “American Comb Jelly”) AND (bivalves OR mussels" OR oys-

ters): 575 hits.

Specificeres det at det kun er rapporter der søges på fås: (Mnemiopsis leidyi OR “Amer-

ican Comb Jelly”) AND (bivalves OR mussels" OR oysters) AND (source:report) = 13

hits.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

181

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (30) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører at 8 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse. Rapporter fundet i GS (13) sorteres ud fra rele-

vant titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører at 3 rapporter indgår

i næste sorteringsanalyse

Trin 2: Abstracts fra de 8 artikler og 3 rapporter gennemlæses hvilket medførte at 5 ar-

tikler og 0 rapporter blev læst.

De læste artikler medførte at yderligere 3 artikler blev læst.

Primærspørgsmål c

c) Kan den amerikanske ribbegople påvirke udbredelsen af makroalger eller nedsætte

deres formering, så dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære områder ændres,

hvorved kvalitetselementet påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”) AND (Macroalgae OR seaweed OR

epiflora) = 2 hits.

Søgetermer i GS

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”) AND (Macroalgae OR seaweed OR

epiflora) 1120

Specificeres det at det kun er rapporter der søges på fås: (Mnemiopsis OR “American

Comb Jelly”) AND (Macroalgae OR seaweed OR epiflora) AND (source:report) = 23

hits.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (2) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører at 1 artik-

ler indgår i næste sorteringsanalyse. Rapporter fundet i GS (23) sorteres ud fra relevant

titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører at 2 rapporter indgår i

næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra den ene artikel og 2 rapporter gennemlæses hvilket medførte at 1

artikel og 0 rapporter blev læst

Primærspørgsmål d

d) Kan amerikansk ribbegople forhindre udbredelse af angiospermer (f.eks. ålegræs)

eller nedsætte deres formering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kyst-

nære områder ændres, og kvalitetselementet derfor påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”) AND (angiosperm OR eelgrass OR

zostera OR sea grass) = 1 hit.

182

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Søgetermer i GS

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”) AND (angiosperm OR eelgrass OR

zostera OR sea grass): 639

Specificeres det at det kun er rapporter der søges på fås: (Mnemiopsis OR “American

Comb Jelly”) AND (angiosperm OR eelgrass OR zostera OR sea grass) AND

(source:report) = 9 hits

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (1) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører at 1 artik-

ler indgår i næste sorteringsanalyse. Rapporter fundet i GS (9) sorteres ud fra relevant

titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører at 1 rapporter indgår i

næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra den 1 artikel og 1 rapport gennemlæses hvilket medførte at 0 artik-

ler og 0 rapporter blev læst

Primærspørgsmål e

e) Kan amerikansk ribbegople øge turbiditeten, så lysextinctionen i vandsøjlen mind-

skes og fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”) AND (turbidity OR water clarity OR

depletion OR secchi OR light penetration OR top down) = 52 hits.

Søgetermer i GS

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”) AND (turbidity OR water clarity OR

depletion OR secchi OR light penetration OR top down) = 1730 hits

Specificeres det, at det kun er rapporter der søges på fås (Mnemiopsis leidyi OR “Amer-

ican Comb Jelly”) AND (turbidity OR water clarity OR depletion OR secchi OR light

penetration OR top down) AND (source:report) = 18.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (52) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører at 12 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse. Rapporter fundet i GS (18) sorteres ud fra rele-

vant titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører at 5 rapporter indgår

i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 12 artikler og 5 rapporter gennemlæses hvilket medførte at 8 ar-

tikler og 0 rapporter blev læst

De læste artikler medførte at yderligere 2 artikler blev læst.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

183

Primærspørgsmål f

f) Kan den amerikanske ribbegople ændre mængden af næringssalte i vandsøjlen, så

fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”) AND (nutrient OR nitrogen OR phos-

phorus) =69 hits.

Søgetermer i GS

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”)) AND (nutrient OR nitrogen OR

phosphorus) = 2440 hits. Specificeres det, at det kun er rapporter der søges på fås:

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”)) AND (nutrient OR nitrogen OR

phosphorus) AND (source:report) = 23 hits.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (69) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører at 25 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse. Rapporter fundet i GS (2630) sorteres ud fra re-

levant titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører at 5 rapporter ind-

går i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra 25 artikler og 5 rapporter gennemlæses hvilket medførte at 11 ar-

tikler og 2 rapporter blev læst

De læste artikler medførte at yderligere 3 artikler blev læst – heraf 2 reviews.

Primærspørgsmål g

g) Kan amerikanske ribbegopler reducere mængden af zooplankton, så zooplankton-

mængden mindskes, og fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”) AND (zooplankton OR microzoo-

plankton) = 285 hits.

Udviddes søgestrengen til: (Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”)) AND

(phytoplankton OR chlorophyll OR microalgae OR top down fremkommer 79 hits.

Søgetermer i GS

(Mnemiopsis leidyi OR “American Comb Jelly”)) AND (zooplankton OR microzoo-

plankton) AND (phytoplankton OR chlorophyll OR microalgae OR top down = 2620

hits.

Specificeres det, at det kun er rapporter der søges på fås: (Mnemiopsis leidyi OR

“American Comb Jelly”)) AND (zooplankton OR microzooplankton) AND (phyto-

plankton OR chlorophyll OR microalgae OR top down AND (source:report) = 21

hits.

184

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (79) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 29 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse. Reporter fundet i GS (20) sorteres ud fra relevant

titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører, at 6 rapporter indgår i

næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 29 artikler og 6 rapporter gennemlæses, hvilket medførte, at 10

artikler og 2 rapporter blev læst.

De læste artikler medførte at yderligere 4 artikler blev læst.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

185

Butblæret sargassotang,

Sargassum muticum

Primære spørgsmål

a) Bentisk makrofauna: Kan den potentielt negative effekt som udbredelse af sargas-

sotang påfører den bentiske makrofauna på blød bund i kystnære tempererede far-

vande ændre arts- og individtætheden således at DKI kvalitetselementet bliver på-

virket negativt?

b) Makroalger: Har etablering af sargassotang i kystnære områder udskygget eller på

anden vis udkonkurreret makroalger eller nedsat deres formering eller spredning,

så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære områder reduceres, og kva-

litetselementet derfor er blevet påvirket negativt?

c) Ålegræs: Har etablering af sargassotang i kystnære områder udskygget eller på an-

den vis udkonkurreret angiospermer (f.eks. ålegræs) eller nedsat deres formering

eller spredning, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære områder

reduceres, og kvalitetselementet derfor er blevet påvirket negativt?

d) Fytoplankton og sigtedybde: Kan etablering af tætte bestande af sargassotang, eller

konsekvenser heraf, påvirke næringskoncentrationen eller andre parametre således

koncentrationen af fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

Definition af termer, der indgår i de primære spørgsmål

1. Arts- og individtæthed er defineret som det antal makrofaunaarter og individer der

registreres per arealenhed i prøver taget med en bundhenter

2. Bentisk makrofauna er defineret som de bunddyr, der tilbageholdes og identificeres

i en sigte med en maskevidde på 0,5 mm.

3. Blød bund er defineret som havbund, der kan samples med en bundhenter, og som

typisk består af sand, mudder eller sandblandet mudder.

4. Kystnære farvande er i denne sammenhæng defineret som farvande inden for den

fotiske zone, hvilket for danske forhold typisk er områder hvor vanddybden ikke

overstiger ca. 10 m. Ift. søgningen anvendes termerne

Coastal

Estuarine.

5. Angiospermer er her marine blomsterplanter, specifikt

Zostera marina

også kalde

ålegræs.

6. Fytoplankton er de mikroskopisk frit svævende mikroalger som i moniteringsprog-

rammet kvantificeres ved koncentrationen af klorofyl a (Chlorophyll a).

7. Turbiditet er vandets uklarhed som påvirkes af mængden af suspenderet organisk

og uorganisk stof samt koncentrationen af mikroalger og opløst organisk stof.

8. Lyssvækkelsen (engelsk:

light extinction)

er en koefficient som beskriver hastighe-

den hvormed lysmængden svækkes fra havoverfladen mod dybden. Denne parame-

ter kan også bestemmes ved måling af sigtdybden kaldet

Secchi depth

på engelsk.

Kriterier for udvælgelse af litteratur for spørgsmålene a – d

Den relevante litteratur blev fundet gennem søgning i Web of Science (WoS) efter ar-

tikler og Google Scholar (GS) efter rapporter fra perioden 1990 til 2018.

186

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Som søgetermer blev der brugt:

Bentisk makrofauna

i. WoS: (Sargassum muticum OR Sargassotang) AND (benthos OR macrofauna

OR benthic) AND (density OR species richness OR biomass OR species com-

position) AND (marine OR estuar* OR coast*) = 22 hits. Tilføjes der (meta-

analys* OR review) til søgestrengen så fås der 0 hits.

ii. GS: Tilføjes det til ovenstående søgning at det kun er rapporter der søges på

(AND (source:report)) fås 35 hits

Makroalger

iii. WoS: (Sargassum muticum OR Sargassotang) AND (macro algae OR mak-

roalger OR Seaweed) AND (marine OR estuar* OR coast*) = 160 hits. Tilføjes

der (meta-analys* OR review) til søgestrengen (160 hits), så fås der 5 nye hits.

iv. GS: Tilføjes det til ovenstående søgning at det kun er rapporter der søges på

(AND (source:report)) fås 17 hits

Ålegræs

v. WoS: (Sargassum muticum OR Sargassotang) AND (Zostera marina OR Eel-

grass OR Angiosperm) AND (marine OR estuar* OR coast*) = 16 hits. Tilføjes

der (meta-analys* OR review) til søgestrengen (16 hits), så fås der 0 nye hits.

vi. GS: Tilføjes det til ovenstående søgning at det kun er rapporter der søges på

(AND (source:report)) fås 35 hits

Klorofyl

vii. WoS: (Sargassum muticum OR Sargassotang) AND (phytoplankton OR Chlo-

rophyll*) AND (marine OR estuar* OR coast*) = 6 hits. Tilføjes der (meta-ana-

lys* OR review) til søgestrengen så fås der 0 hits.

viii. GS: Tilføjes det til ovenstående søgning at det kun er rapporter der søges på

(AND (source:report)) fås 26 hits

Sigtedybde

ix. WoS: (Sargassum muticum OR Sargassotang) AND (light attenuation OR secchi

depth OR sigtedybde) AND (marine OR estuar* OR coast*) = 2 hits. Tilføjes

der (meta-analys* OR review) til søgestrengen, så fås der 0 hits.

x. GS: Tilføjes det til ovenstående søgning at det kun er rapporter der søges på

(AND (source:report)) fås 5 hits

Overordnede udvælgelseskriterier af artikler og rapporter

•

Artiklernes kvalitet forventes at være delvist afspejlet i det antal gange de citeres,

men da antallet af citationer vokser gennem en artikels levetid, er det nødvendigt

at inddele artiklerne efter udgivelsesår inden citationstal kan bruges. Alle iden-

tificerede artikler fra 2017 og 2018 blev derfor læst, mens det samme kun gjaldt

for de 2 bedst citerede artikler fra hver af perioderne 2014-2016, 2005-2013 og

1990-2004.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

187

•

Alle identificerede reviews og metaanalyser blev læst uanset alder og citations-

tal. I udvælgelsen af de identificerede artikler og rapporter blev der lagt særlig

vægt studier fra nordligt tempererede havområder som byggede på standardise-

rede kvantitative opgørelser af dækningsgrad, arts- og individtæthed eller opgø-

relse af biomasse per arealenhed.

Bentisk makrofauna - udvælgelseskriterier

Trin 1: Artikler fundet i WoS (22) blev sorteret ud fra relevant titel. Dette medførte, at 22

artikler indgik i næste sorteringsanalyse. Rapporter fundet i GS (35) blev sorteret ud fra

relevant titel. Dette medførte, at 5 rapporter indgik i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 22 artikler og 5 rapporter blev gennemlæst, hvilket medførte, at

13 artikler og 2 rapporter blev læst.

Gennemlæsning af den fremkomne litteratur afledte yderligere 5 artikler, som er inklude-

ret i reviewet.

Makroalger - udvælgelseskriterier

Trin 1: Artikler fundet i WoS (160) blev sorteret ud fra relevant titel. Dette medførte, at

26 artikler indgik i næste sorteringsanalyse. Rapporter fundet i GS (17) blev sorteret ud

fra relevant titel. Dette medførte, at 7 rapporter indgik i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 26 artikler og 7 rapporter blev gennemlæst, hvilket medførte, at

20 artikler og 2 rapporter blev læst.

Gennemlæsning af den fremkomne litteratur afledte yderligere 6 artikler, som er inklude-

ret i reviewet.

Ålegræs - udvælgelseskriterier

Trin 1: Artikler fundet i WoS (16) blev sorteret ud fra relevant titel. Dette medførte, at 12

artikler indgik i næste sorteringsanalyse. Rapporter fundet i GS (35) blev sorteret ud fra

relevant titel. Dette medførte, at 15 rapporter indgik i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 12 artikler og 15 rapporter blev gennemlæst, hvilket medførte, at

5 artikler og 3 rapporter blev læst.

Gennemlæsning af den fremkomne litteratur afledte yderligere 7 artikler, som er inklude-

ret i reviewet.

Klorofyl - udvælgelseskriterier

Trin 1: Artikler fundet i WoS (6) blev sorteret ud fra relevant titel. Dette medførte, at 3

artikler indgik i næste sorteringsanalyse. Rapporter fundet i GS (26) blev sorteret ud fra

relevant titel. Dette medførte, at 6 rapporter indgik i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 3 artikler og 6 rapporter blev gennemlæst, hvilket medførte, at 2

artikler og 0 rapporter blev læst.

188

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Gennemlæsning af den fremkomne litteratur afledte yderligere 3 artikler, som er inklude-

ret i reviewet.

Sigtedybde - udvælgelseskriterier

Trin 1: Artikler fundet i WoS (2) blev sorteret ud fra relevant titel. Dette medførte, at 2

artikler indgik i næste sorteringsanalyse. Rapporter fundet i GS (5) blev sorteret ud fra

relevant titel. Dette medførte, at 4 rapporter indgik i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 2 artikler og 4 rapporter blev gennemlæst, hvilket medførte, at 2

artikler og 0 rapporter blev læst.

Yderligere information

I gennemgangen af litteraturen blev det noteret om der var information om betydningen

af andre potentielt relevante miljøvariable som kunne have påvirket resultaterne. Disse

omfatter fx årstid, temperatur, salinitet, dybde, iltforhold og strømforhold, forekomst af

særligt følsomme eller robuste arter. Denne information indgik i en vurdering af hvorvidt

artiklernes resultater var meget, middel eller kun lidt påvirkede af de pågældende miljø-

variable.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

189

Stillehavsøsters,

Crassostrea gigas

For presfaktoren stillehavsøsters indgår følgende primære spørgsmål i det systematisk

review og er herunder angivet for de enkelte kvalitetselementer:

Bundfauna

a) Kan udbredelsen af stillehavsøsters, herunder dannelsen af revstrukturer ændre

arts- og individtætheden af benthiske makrofauna således at kvalitetselementet

bliver påvirket?

b) Kan stillehavsøsters ændre forekomsten af hjemhørende muslingearter og derigen-

nem ændre arts- og individtæthed af disse, så bundfauna påvirkes?

Makroalger

c) Kan stillehavsøsters påvirke udbredelsen af makroalger eller nedsætter deres for-

mering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære områder ændres,

hvorved kvalitetselementet påvirkes?

Ålegræssets dybdeudbredelse

d) Kan stillehavsøsters forhindre udbredelse af angiospermer (f.eks. ålegræs) eller

nedsætte deres formering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kyst-

nære områder ændres, og kvalitetselementet derfor påvirkes?

Klorofyl og sigtedybde

e) Kan stillehavsøsters mindske turbiditeten, så lysextinctionen i vandsøjlen øges og

fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

f) Kan stillehavsøsters ændre mængden af næringssalte i vandsøjlen, så fytoplankton

eller sigtdybde påvirkes?

g) Kan stillehavsøsters reducere mængden af zooplankton, så zooplanktonmængden

mindskes, og fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

h) Kan stillehavsøsters ændre det samlede filtrationspotentiale for filtrerende bund-

fauna på lavt vand, således at fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

Definitioner

1. Revstrukturer omfatter forekomster af stillehavsøsters på mindst 1 m

og med en

dækningsgrad af stillehavsøsters på mindst 5%

2. Arts- og individtæthed er defineret som det antal makrofaunaarter og individer der

registreres per arealenhed i prøver taget med en bundhenter (for eksempel, HAPS,

van Veen, eller Smith-McIntyre).

3. Benthisk makrofauna er defineret som de bunddyr der tilbageholdes og identifice-

res i en sigte med en maskevidde på 1 mm.

4. Kystnære farvande er primært defineret som farvandsområder der ligger mindre

end 1 sømil fra kystlinjen (som i vandrammedirektivet).

Defineret af Trilateral monitoring and assessment program, The Waddensea secretariat (pers. kom K Troost, Wagening Universi-

tet, Holland).

190

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

5. Filtrationspotentialet er defineret som den samlede filtration for filtrerende bund-

levende filtratorer målt i kubikmeter per dag.

Kriterier for udvælgelse af litteratur for ovenstående primære spørgsmål (a-h)

For alle spørgsmål (a-h) blev den relevante litteratur fundet gennem søgning i Web of

Science (WoS) efter artikler og Google Scholar (GS) efter rapporter fra perioden 1990

til 2018. Der blev kun søgt på engelske søgetermer i både WoS og GS. Litteratursøgnin-

gen i WoS og GS er foretaget i perioden april-maj 2018.

Primærspørgsmål a

a) Kan udbredelsen af stillehavsøsters, herunder dannelsen af revstrukturer ændre arts-

og individtætheden af benthiske makrofauna således at kvalitetselementet bliver på-

virket?

Søgetermer i WoS

(Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND Benthos OR macrofauna OR benthic) =

284 hits.

Udvides søgestrengen til følgende: (Crassostrea gigas OR “Pacific oyster) AND (ben-

thic OR macrofauna OR benthic) AND (density OR "species richness" OR biomass OR

"species composition") AND (marine OR Estuar OR coast) er der 57 hits, som alle er

inkluderet i de 284 hits.

Tilføjes der (meta-analys* OR review) til den oprindelige søgestreng (284 hits), fås der

8 hits.

Søgetermer i GS

(“Crassostrea gigas” OR “pacific oyster”) AND Benthos OR macrofauna OR benthic) =

13.500 hits.

Udvides søgestrengen til følgende ("Crassostrea gigas" OR “pacific oyster”) AND (ben-

thic OR macrofauna OR benthic) AND (density OR "species richness" OR biomass OR

"species composition") AND (marine OR Estuar OR coast) = 9.420 hits.

Tilføjes der (meta-analys* OR review) til søgestrengen (9.420 hits), så fås der 7.040

hits.

Specificeres det, at det kun er reporter der søges på fås: ("Crassostrea gigas" OR “pa-

cific oyster”) AND (benthic OR macrofauna OR benthic) AND (density OR "species

richness" OR biomass OR "species composition") AND (marine OR Estuar OR coast)

AND (source:report) = 97 hits

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (284) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 63

artikler indgår i næste sorteringsanalyse.

Reporter fundet i GS (97) sorteres ud fra relevant titel og brødtekst fremkommet ved

søgningen. Dette medfører, at 10 rapporter indgår i næste sorteringsanalyse.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

191

Trin 2: Abstracts fra de 63 artikler og 10 rapporter gennemlæses, hvilket medførte, at 22

artikler og 6 reporter blev læst.

Trin 3: Ud af disse 22 artikler og 6 rapporter vil hhv. 9 artikler og 1 rapport indgå i den

endelig analyse af stillehavsøsters påvirkningen af kvalitetselementet bundfauna.

Primærspørgsmål b

b) Kan stillehavsøsters ændre forekomsten af hjemhørende muslingearter og derigen-

nem ændre arts- og individtæthed af disse, så kvalitetselementer påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Crassostrea gigas OR ”pacific oyster”) AND ("native bivalves" OR "native mussels"

OR "native oysters") = 71hits. Tilføjes der (meta-analys* OR review) til fås der 4 hits.

Søgetermer i GS

(”Crassostrea gigas” OR “pacific oyster”) AND ("native bivalves" OR "native mussels"

OR "native oysters") fås = 1.740 hits.

Tilføjes der (meta-analys* OR review) til foregående søgestreng (1.740 hits), fås der

142 hits. Specificeres det, at det kun er reporter der søges på fås: (”Crassostrea gigas”

OR “pacific oyster”) AND ("native bivalves" OR "native mussels" OR "native oysters")

AND (source:report) = 33 hits.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (71) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 28 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse. Reporter fundet i GS (33) sorteres ud fra relevant

titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører, at 3 rapporter indgår i

næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 28 artikler gennemlæses, hvilket medførte, at 15 artikler og alle

3 rapporter blev læst.

Trin 3: Ud af disse 15 artikler og 3 rapporter vil hhv. 2 artikler og 1 rapport indgå i den

endelig analyse af stillehavsøsters påvirkning af andre muslingearter.

Primærspørgsmål c

c) Kan stillehavsøsters påvirke udbredelsen af makroalger eller nedsætter deres forme-

ring, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære områder ændres, hvor-

ved kvalitetselementet påvirkes?

192

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Søgetermer i WoS

(Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND (Macroalgae OR seaweed OR algae OR

epiflora) = 334 hits.

Præsiceres søgningen til følgende: (Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND

(Macroalgae OR seaweed OR algae OR epiflora) AND (biodiversity OR habitat) reduc-

ers antallet til = 29 hits.

Tilføjes der (meta-analys* OR review) til den oprindelige søgestreng (334 hits), fås der

19 hits.

Søgetermer i GS

(“Crassostrea gigas” OR “Pacific oyster”) AND (Macroalgae OR seaweed OR algae OR

epiflora) = 7690 hits.

Specificeres det, at det kun er rapporter der søges på fås: (“Crassostrea gigas” OR “Pa-

cific oyster”) AND (Macroalgae OR seaweed OR algae OR epiflora) AND (source:re-

port) = 87 hits

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (29) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 10 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse. Reporter fundet i GS (87) sorteres ud fra relevant

titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører, at 6 rapporter indgår i

næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 10 artikler og 6 rapporter gennemlæses, hvilket medførte, at 5

artikler og 3 reporter blev læst.

Trin 3: Ud af disse artikler og rapporter vil hhv. 1 artikl og 1 rapport indgå i den endelig

analyse af stillehavsøsters påvirkningen af kvalitetselementet makroalge.

Primærspørgsmål d

d) Kan stillehavsøsters forhindre udbredelse af angiospermer (f.eks. ålegræs) eller ned-

sætte deres formering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære om-

råder ændres, og kvalitetselementet derfor påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND (angiosperm OR eelgrass OR zostera OR

sea grass) = 57 hits. Tilføjes (meta-analys* OR review) fås der 5 hits.

Søgetermer i GS

(“Crassostrea gigas” OR “Pacific oyster”) AND (angiosperm OR eelgrass OR zostera

OR “sea grass”) = 2.820 hits.

Præsiceres søgningen til følgende: (“Crassostrea gigas” OR “Pacific oyster”) AND (an-

giosperm OR eelgrass OR zostera OR “sea grass”) AND (spread OR coverage OR

“depth distribution”) reducers antallet af hits til = 1.570

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

193

Specificeres det, at det kun er rapporter der søges på fås: (“Crassostrea gigas” OR “Pa-

cific oyster”) AND (angiosperm OR eelgrass OR zostera OR “sea grass”) AND

(source:report) = 43 hits

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (57) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 24 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse.

Reporter fundet i GS (43) sorteres ud fra relevant titel og brødtekst fremkommet ved

søgningen. Dette medfører, at 1 rapport indgår i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 24 artikler og 1 rapport gennemlæses, hvilket medførte, at 10 ar-

tikler og 1 rapport blev læst.

Trin 3: Ud af disse artikler og rapporter vil hhv. 3 artikler og 1 rapport indgå i den ende-

lig analyse af stillehavsøsters påvirkningen af kvalitetselementet ålegræs.

Primærspørgsmål e

e) Kan stillehavsøsters mindske turbiditeten, så lysextinctionen i vandsøjlen øges og fy-

toplankton eller sigtdybde påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND (water clarity OR depletion OR secchi

OR light penetration OR top down) = 79 hits.

Udvides søgestrengen til: (Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND (water clarity

OR depletion OR secchi OR light penetration OR top down) AND (phytoplankton OR

chlorophyll OR microalgae) fås 26 hits, som alle er inkluderet de 79, som er fremkom-

met ved simpler søgning.

Søgetermer i GS

(Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND (water clarity OR depletion OR secchi

OR light penetration OR top down) = 2.210 hits.

Specificeres det, at det kun er rapporter der søges på fås: (“Crassostrea gigas” OR “Pa-

cific oyster”) AND (“water clarity” OR depletion OR secchi OR “light penetration” OR

“top down”) AND (source:report) = 73 hits

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (79) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 10 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse. Reporter fundet i GS (73) sorteres ud fra relevant

titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører, at 8 rapporter indgår i

næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 10 artikler og 8 rapport gennemlæses, hvilket medførte, at 6 ar-

tikler og 1 rapport blev læst.

194

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Trin 3: Ud af disse artikler og rapporter vil hhv. 4 artikler og 0 rapporter indgå i den en-

delig analyse af stillehavsøsters påvirkningen af kvalitetselementet fytoplankton.

Primærspørgsmål f

f) Kan stillehavsøsters ændre mængden af næringssalte i vandsøjlen, så fytoplankton

eller sigtdybde påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND (nutrient OR nitrogen OR phosphorus) =

440 hits.

Udvides søgestrengen til: (Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND (nutrient OR ni-

trogen OR phosphorus) AND (phytoplankton OR chlorophyll OR microalgae) fås 172

hits.

Søgetermer i GS

(“Crassostrea gigas” OR “Pacific oyster”) AND (nutrient OR nitrogen OR phosphorus)

= 560.000 hits.

Specificeres det, at det kun er rapporter der søges på fås: (“Crassostrea gigas” OR “Pa-

cific oyster”) AND (nutrient OR nitrogen OR phosphorus) AND (source:report) = 93

hits.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (172) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 29

artikler indgår i næste sorteringsanalyse. Reporter fundet i GS (93) sorteres ud fra rele-

vant titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører, at 4 rapporter ind-

går i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 29 artikler og 4 rapport gennemlæses, hvilket medførte, at 15 ar-

tikler og 1 rapport blev læst.

Trin 3: Ud af disse artikler og rapporter vil hhv. 4 artikler og 0 rapporter indgå i den en-

delig analyse af stillehavsøsters påvirkningen af kvalitetselementet.

Primærspørgsmål g

g) Kan stillehavsøsters reducere mængden af zooplankton, så zooplanktonmængden

mindskes, og fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND (zooplankton OR microzooplankton) = 57

hits.

Søgetermer i GS

(“Crassostrea gigas” OR “Pacific oyster”) AND (zooplankton OR microzooplankton) =

9.840 hits.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

195

Specificeres det, at det kun er rapporter der søges på fås: (“Crassostrea gigas” OR “Pa-

cific oyster”) AND (zooplankton OR microzooplankton) AND (source:report) = 100

hits.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (57) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 11 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse. Reporter fundet i GS (100) sorteres ud fra rele-

vant titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører, at 2 rapporter ind-

går i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 11 artikler og 2 rapport gennemlæses, hvilket medførte, at 5 ar-

tikler og 1 rapport blev læst.

Trin 3: Ud af disse artikler og rapporter vil hhv. 3 artikler og 0 rapporter indgå i den en-

delig analyse af stillehavsøsters påvirkningen af kvalitetselementet.

Primærspørgsmål h

h) Kan stillehavsøsters ændre det samlede filtrationspotentiale for filtrerende bundfauna

på lavt vand, således at fytoplankton eller sigtdybde påvirkes?

Søgetermer i WoS

(Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND ("carrying capacity" OR "filtration poten-

tial" OR clearance OR "turn-over rate") = 202 hits.

Udvides søgestrengen til: (Crassostrea gigas OR “Pacific oyster”) AND ("carrying ca-

pacity" OR "filtration potential" OR clearance OR "turn-over rate") AND (review* OR

meta-analys*) fås 2 hits.

Søgetermer i GS

(“Crassostrea gigas” OR “Pacific oyster”) AND ("carrying capacity" OR "filtration po-

tential" OR clearance OR "turn-over rate") = 4.710 hits.

Specificeres det, at det kun er rapporter der søges på fås: (“Crassostrea gigas” OR “Pa-

cific oyster”) AND ("carrying capacity" OR "filtration potential" OR clearance OR

"turn-over rate") AND (source:report) = 44 hits.

Udvælgelse af artikler og rapporter

Trin 1: Artikler fundet i WoS (202) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 22

artikler indgår i næste sorteringsanalyse. Reporter fundet i GS (44) sorteres ud fra rele-

vant titel og brødtekst fremkommet ved søgningen. Dette medfører, at 4 rapporter ind-

går i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 22 artikler og 4 rapport gennemlæses, hvilket medførte, at 7 ar-

tikler og 2 rapporter blev læst.

Trin 3: Ud af disse artikler og rapporter vil hhv. 4 artikler og 0 rapporter indgå i den en-

delig analyse af stillehavsøsters påvirkningen af kvalitetselementet.

196

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Sortmundet kutling,

Neogobius melanostomus

For presfaktoren sortmundet kutling indgår følgende primære spørgsmål i det systema-

tisk review og er herunder angivet for de enkelte kvalitetselementer:

Bundfauna

a) Kan udbredelsen af sortmundet kutling ændre arts- og individtætheden af benthi-

ske makrofauna således at kvalitetselementet bliver påvirket?

b) Kan sortmundet kutling ændre forekomsten af hjemmehørende fiskearter og der-

igennem ændre prædationstrykket på den bentiske makrofauna, så arts- og indi-

vidtæthed påvirkes?

Makroalger

c) Kan sortmundet kutling påvirke udbredelsen af makroalger eller nedsætter deres

formering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære områder æn-

dres, hvorved kvalitetselementet påvirkes?

Ålegræssets dybdeudbredelse

d) Kan sortmundet kutling forhindre udbredelse af angiospermer (f.eks. ålegræs) el-

ler nedsætte deres formering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kyst-

nære områder ændres, og kvalitetselementet derfor påvirkes?

Klorofyl og sigtedybde

e) Kan sortmundet kutling via fjernelse af muslinger øge mængden af fytoplankton,

så klorofyl koncentration øges og sigtedybden nedsættes?

Definitioner

1. Relevante forekomster af sortmundet kutling indbefatter områder hvor fisken gy-

der (dvs har en etableret population) og er blevet observeret i høje tætheder (ty-

pisk 2-3 år efter invasion).

2. Arts- og individtæthed er defineret som det antal makrofaunaarter og individer der

registreres per arealenhed i prøver taget med en bundhenter (for eksempel, HAPS,

van Veen, eller Smith-McIntyre).

3. Benthisk makrofauna er defineret som de bunddyr der tilbageholdes og identifice-

res i en sigte med en maskevidde på 1 mm.

4. Kystnære farvande er primært defineret som farvandsområder der ligger mindre

end 1 sømil fra kystlinjen (som i vandrammedirektivet).

Kriterier for udvælgelse af litteratur for ovenstående primære spørgsmål (a-e)

For alle spørgsmål (a-e) blev den relevante litteratur fundet gennem søgning i Scopus

efter artikler og rapporter fra perioden 1990 til 2018. Der blev kun søgt på engelske sø-

getermer. Litteratursøgningen er foretaget i juni 2018.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

197

Primærspørgsmål a

a) Kan udbredelsen af sortmundet kutling ændre arts- og individtætheden af benthiske

makrofauna således at kvalitetselementet bliver påvirket?

Søgetermer i Scopus

TITLE-ABS-KEY ( ( round W/1 goby ) OR ( neogobius W/1 melanostomus ) ) AND ( (

Baltic W/1 Sea) ) AND ( ( benthos ) OR ( macro* ) OR ( benthic W/1 fauna ) ) giver 81

hits (75 artikler, 5 reveiws. 1 konfencepaper).

Udvælgelse af artikler

Trin 1: Artikler (75), reviews (5) og konfenerncepapers (1) fundet i Scopus sorteres ud

fra relevant titel. Dette medfører, at hhv 24 artikler og 1 reviews fra søgningen indgår i

næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 24 artikler og 1 review gennemlæses, hvilket førte til at 7 artik-

ler og 1 review blev gennemlæst.

Trin 3: Ud af disse artikler og review vil alle indgå i den endelige analyse af sortmundet

kutlings påvirkningen af kvalitetselementet bundfauna.

Primærspørgsmål b

b) Kan sortmundet kutling ændre forekomsten af hjemmehørende fiskearter og derigen-

nem ændre prædationstrykket på den bentiske makrofauna, så arts- og individtæthed

påvirkes?

Søgetermer i Scopus

TITLE-ABS-KEY ( ( round W/1 goby ) OR ( neogobius W/1 melanostomus ) )

AND ( ( benthos ) OR ( macrofauna ) OR ( benthic W/1 fauna ) OR ( diet W/1

overlap ) ) AND ( ( baltic W/1 sea ) ) AND ( ( native W/1 fish ) OR ( flounder )

OR ( platichthys W/1 flesus ) OR ( scophthalmus W/1 maximus ) OR ( turbot ) )

giver 46 hits (44 artikler, 2 reviews)

Udvælgelse af artikler

Trin 1: Artikler fundet i Scopus (44 artikler, 2 reviews) sorteres ud fra relevant titel.

Dette medfører, at 9 artikler indgår i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 9 artikler gennemlæses, hvilket medførte, at 3 artikler blev læst.

Trin 3: Ud af disse 3 artikler vil 1 artikel indgå i den endelig analyse af sortmundet kut-

lings påvirkning af hjemmehørende fiskearter, med videre effekt på bundfauna.

198

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

Primærspørgsmål c

c) Kan sortmundet kutling påvirke udbredelsen af makroalger eller nedsætter deres for-

mering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære områder ændres,

hvorved kvalitetselementet påvirkes?

Søgetermer i Scopus

TITLE-ABS-KEY ( ( round W/1 goby ) OR ( neogobius W/1 melanostomus ) ) AND (

( macroalgae ) OR ( seaweed ) OR ( epiflora ) ) = 7 hits (artikler)

Udvælgelse af artikler

Trin 1: Artikler fundet i Scopus (7) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 4 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 4 udvalgte artikler gennemlæses, hvilket medførte, at ingen atik-

ler blev læst.

Primærspørgsmål d

d) Kan sortmundet kutling forhindre udbredelse af angiospermer (f.eks. ålegræs) eller

nedsætte deres formering, så deres dækningsgrad eller dybdeudbredelse i kystnære

områder ændres, og kvalitetselementet derfor påvirkes?

Søgetermer i Scopus

TITLE-ABS-KEY ( ( round W/1 goby ) OR ( neogobius W/1 melanostomus ) )

AND ( ( angiosperm* ) OR ( eelgrass* ) OR ( eel W/1 grass* ) OR ( zostera* )

OR ( sea W/1 grass* ) OR ( potamogeton ) OR ( pondweed* ) ) = 4 hits (artikler)

Udvælgelse af artikler

Trin 1: Artikler fundet i Scopus (4) sorteres ud fra relevant titel. Dette medfører, at 3 ar-

tikler indgår i næste sorteringsanalyse.

Trin 2: Abstracts fra de 3 udvalgte artikler gennemlæses, hvilket medførte, at ingen atik-

ler blev læst.

Primærspørgsmål e

e) Kan sortmundet kutling via fjernelse af muslinger øge mængden af fytoplankton, så

klorofyl koncentration øges og sigtedybden nedsættes?

Søgetermer i Scopus

TITLE-ABS-KEY ( ( round W/1 goby ) OR ( neogobius W/1 melanostomus ) )

AND ( ( phytoplankton ) OR ( chlorophyll ) OR ( microalgae ) OR ( secchi W/1

depth ) OR ( chlorophyll W/1 a ) ) = 58 hits (55 artikler, 3 reveiws)

Udvælgelse af artikler

Trin 1: Artikler og reveiws fundet i Scopus (58) sorteres ud fra relevant titel. Dette med-

fører, at 24 artikler og 1 review indgår i næste sorteringsanalyse.

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

199

Trin 2: Abstracts fra de 24 udvalgte artikler og 1 review gennemlæses, hvilket medførte,

at 3 artikler og 1 review blev læst.

Trin 3: Ud af disse artikler og review, vil 3 artikler indgå i den endelige analyse af sort-

mundet kutlings påvirkning på kvalitetselementet fytoplankton.

200

Menneskeskabte påvirkninger af havet - andre presfaktorer end næringsstoffer og klimaforandringer

DTU Aqua

Institut for Akvatiske Ressourcer

Danmarks Tekniske Universitet

Kemitorvet

2800 Kgs. Lyngby

Denmark

Tlf: 35 88 33 00

[email protected]