Molvær Resipientanalyse, Oslo, og Inaq, Trondheim. SalFjord AS. Vurdering av utslipp fra SalFjord Tjeldbergodden Utslippsdyp og miljøpåvirkning

Transkript

1 Molvær Resipientanalyse, Oslo, og Inaq, Trondheim SalFjord AS Vurdering av utslipp fra SalFjord Tjeldbergodden Utslippsdyp og miljøpåvirkning Utarbeidet av Jarle Molvær og Henning A. Urke Oslo/Trondheim,

2 Innhold 1. Bakgrunn og formål 3 2. Topografi 4 3. Metodikk 5 4. Data Utslippet Vertikalprofiler av temperatur og saltholdighet Strømforhold NIVA Haltenpipeprosjektet Kystlab SalFjord Vannkvalitet og biologiske forhold Resultater og vurderinger Utslippet av næringssalter sammenlignet med naturlig transport utenfor Tjeldbergodden Avløpsvannets innlagring og fortynning Avløpsvannets horisontale utbredelse Næringssaltenes innvirkning på miljøet utenfor Tjeldbergodden og i Trondheimsleia Innvirkning på oksygenkonsentrasjonen i vannmassene Risiko for krysskontaminering mellom SalFjords avløpsvann og vanninntak i Bioparken Risiko for krysskontaminering mellom SalFjords avløpsvann og Equinors vanninntak Sammenfatning og anbefalinger Litteratur 39 Vedlegg 1 (kartkopi fra Sørheim et al., 2007) 40 Vedlegg 2 (kartkopi fra Hatlen et al., 2016) 42

3 1. Bakgrunn og formål SalFjord AS utreder etablering av landbasert oppdrettsvirksomhet på Tjeldbergodden, Aure kommune (Figur 1). På vegne av SalFjord har Artec Aqua kontaktet Inaq, Molvær Resipientanalyse for en: 1. anbefaling mht. utslippsdyp og evt. utslippsarrangement for avløpsvannet fra oppdrettsanlegget (jfr. Figur 2). 2. vurdering av miljøvirkninger av utslippet av plantenæringssalter via utslippet 3. vurdering av mulig påvirkning av inntaksvannet i andre sjøvannsinntak i området Formålet med denne rapporten er å besvare disse tre oppgavene. I det etterfølgende redegjøres for topografi og vannmasser, metodikk og data, samt resultater og vurderinger. Figur 1. Oversiktskart som viser Tjeldbergoddens beliggenhet i Trondheimsleia. 3

4 Figur 2. Oversiktskart over Tjeldbergodden med inntegnet sjøvannsinntak og utslippssted for avløpsvann for SalFjord. Sjøvannsinntak og utslippssted for Equinor, Rensefisk og Njord vises også (kilde: Areal & Plan AS). 2. Topografi Tjeldbergodden ligger ved Trondheimsleia, mellom fastlandet i Aure Kommune og øya Hitra (se kart i Figur 1). Gjennomstrømningen er god i dette åpne og brede sundet (ca. 5 km), og det er ingen terskler som vil hindre utskifting av vann i dybdeintervallet der avløpsvannet kan innlagres. I forbindelse med planene om etablering av gasskraftverk og metanolfabrikk ble det fra 1990 gjort grunnlagsundersøkelse utenfor Tjeldbergodden. Etter etablering av fabrikkanlegget har det vært gjennomført tilleggsundersøkelser og miljøovervåking. Data og resultater fra disse undersøkelsene blir redegjort for i kapitel 4 og kapittel 5. 4

5 3. Metodikk Tilførsler av nitrogen og fosfor til vannmassene utenfor Tjeldbergodden For vurderingen av hvordan utslippet fra akvakulturanlegget kan påvirke tilstanden i denne delen av Trondheimsleia er bedriftens andel av totaltilførselen av næringssalter interessant. Et stoffbudsjett kan bestå av bidragene fra: 1. SalFjord 2. Annen industri 3. Kommunalt avløpsvann 4. Avrenning fra jordbruksarealer og avrenning fra utmark 5. Nedbør på havoverflata 6. Tilførsel gjennom vannutskiftningen i Trondheimsleia En detaljert kartlegging av tilførslene ligger utenfor denne oppgaven, men vi tar sikte på å gi en riktig dimensjon på kildene 1 og 6 slik at de kan sammenlignes. Beregning av innlagringsdyp for avløpsvannet Avløpsvannet vil bestå av sjøvann hentet fra ca. 60 m dyp og er tenkt sluppet ut i m dyp gjennom 6 avløpsledninger. Sjøvannet vil være stabilt sjiktet i vertikalen, dvs. at vannets egenvekt øker med dypet og sjøvann i 60 m dyp har dermed større egenvekt enn sjøvannet i m dyp. Avløpsvannet kan derfor ikke stige til overflata. Innlagringsdypet beregner vi med den numeriske modellen Visual Plumes utviklet av U.S. EPA (Frick et al., 2001). Nødvendige opplysninger er vannmengde, utslippsdyp, diameter for utslippsrøret samt vertikal sjiktning og strømhastighet i resipienten. Partiklers synkehastighet Avløpsvannet vil bli filtrert gjennom filter med lysåpning 100 µm eller mindre. Partiklene vil altså bli svært små. De vil stamme fra fekalier og forrester og dermed ha en egenvekt tilnærmet lik sjøvannets egenvekt. Som grunnlag for å bedømme hvor dypt partiklene vil synke utenfor Tjeldbergodden benytter vi Stokes lov for partiklers synkehastighet i en stillestående væske: 2 d ( s w ) g V = 18 V = hastighet av partikkelen i vann d = partikkeldiameter s = partikkelens tetthet w = sjøvannets tetthet μ = væskens dynamiske viskositet = ν w hvor ν = kinematisk viskositet Ferskvann ved 20 C har dynamisk viskositet kg m -1 s -1. Kinematisk viskositet for sjøvann (Saltholdighet 35) ved temperatur 10 C er ca m 2 s -1, og med tetthet w=1025 kg m -3 blir dynamisk viskositet ca kg m -1 s -1, eller 1.38 centipoise (kilde: ITTC 1 ). Viskositeten avtar med økende trykk, men endringen ved 300 m (p=30 kg/cm 2 ) er bare ca centipoise. Stokes lov gjelder ved laminær strøm rundt partikkelen. Kriteriet for det er at Reynolds tall 1 5

6 wvd Re = er under en viss grense. Synkehastigheten stemmer svært godt når Re<0.1, og med ca. 10 % nøyaktighet for Re=1. Siden Re øker proporsjonalt med V di= d 3, går det en ganske skarp øvre grense for hvilke partikkelstørrelser Stokes lov gjelder for. For slike partikler gjelder altså loven for enkeltpartikler med diameter opp til ca. 0,1 mm. Man planlegger at avløpsvannet skal filtreres gjennom et filter med lysåpning 100 µm (0,1 mm), og Stokes lov bør derfor kunne brukes til beregning av synkehastigheten for partiklene. Større partikler gir turbulens og derfor lavere synkehastigheter enn beregnet av Stokes lov. Tas det utgangspunkt i 25 m som utslippsdyp vil w= kg/m 3 være en passende beskrivelse av sjøvannets egenvekt videre nedover i vannsøylen i 60 m dyp vanligvis i intervallet kg/m 3 (jfr. Figur 3). Egenvekten for partiklene kjenner vi ikke eksakt, men gjør beregninger for s= kg/m Data For beregningene av innlagringsdyp og spredning behøves opplysninger om 1. utslippet: ledningsdiameter og vannmengder 2. vertikale profiler av temperatur og saltholdighet 3. strømforhold mellom utslippsdyp innlagringsdyp 4.1 Utslippet Artec Aqua har gitt opplysninger om sjøvannsinntak, bruk av ferskvann, diameter på en utslippsledning (6 like ledninger), rensing mm., og utslippene av fosfor og nitrogen er sammenfattet i Tabell 1. Temperaturen på avløpsvannet er 6 o C. Tabell 1. Sannsynlige tall for beregning av et framtidig utslipp. Merk at dette gjelder en av 6 avløpsledninger (kilde Artec Aqua). Utslippsdyp, m Avløpsledning, diameter, mm Sjøvann m 3 /s Total fosfor kg/døgn Totalt nitrogen kg/døgn 20, 25, 30 m , Det foreligger også planer for et settefiskanlegg. Utslippet fra dette vil være omkring 3 m 3 /min (0,05 m 3 /s) og vil bli ledet inn på en av de 6 utslippsledningene. I hovedsak som ferskvann eller som vann med lav saltholdighet. Dette vil i så fall øke mengden avløpsvann med ca. 1% og vil neppe ha betydning verken i forhold til vannmengde eller egenvekt i avløpsvannet til Trondheimsleia 4.2 Vertikalprofiler av temperatur og saltholdighet For beregningene med modellen Visual Plumes behøves flest mulig vertikalprofiler av temperatur og saltholdighet. Vi har brukt samme data som Golmen (1991) og Sundfjord, Johnsen og Molvær (2003), og Tabell 2 viser datoer for de 34 vertikalprofilene som brukes. I disse dataene finnes også temperatur og saltholdighet i 60 m dyp. 6

7 Tabell 2. Dato for de 34 vertikalprofilene for temperatur og saltholdighet som brukes i beregningene. Dato Dato Dato Figur 3 viser den vertikale sjiktningen i disse vertikalprofilene 2. Vi ser egenvekten er høy, i første rekke pga. høy salinitet og der er mange profiler med svak vertikal sjiktning. I sommerhalvåret (Figur 4) vil det derimot oftest være et sprangsjikt (overgang mellom lett overflatevann og tyngre sjøvann under) i varierende dyp, oftest grunnere enn m dyp. Slik vertikal sjiktning motvirker blanding av avløpsvann fra utslippsdypet og oppover i vannmassen Det gjøres beregninger for hver enkelt profil, der avløpsvannet har saltholdighet tilsvarende 60 m dyp og temperatur 6 o C. Figur 3. Vertikalprofiler av sjøvannets egenvekt brukt i beregningene (data fra NIVA). 2 Egenvekten for 1 m 3 sjøvann er her vist ved størrelsen sigma-t = egenvekt

8 Figur 4. Vertikalprofiler av sjøvannets egenvekt i april-august 1990 (data fra NIVA). Når det gjelder virkning av næringssalter i avløpsvannet er det situasjonen i tidsrommet april-august som er viktigst. Figur 4 viser tetthetsprofilene for dette tidsrommet og vi ser at det gjennomgående er god vertikal sjiktning, som reduserer muligheten for at næringssalter fra et dypt utslipp innblandes oppover mot overflatelaget og stimulerer algeveksten der. 4.3 Strømforhold Utenfor Tjeldbergodden er det gjennomført strømmålinger ved 4 anledninger. For beregninger og vurderinger av avløpsvannets spredning, fortynning og evt. miljøvirkning er dette viktige data, og i det etterfølgende presenteres og gjennomgås dette datamaterialet NIVA 1990 I tidsrommene og ble det målt strøm i 4 m dyp og 40 m dyp (Golmen, 1991). Posisjonen vises i Figur 5 og utvalgte resultater vises i Figur 6 og Figur 7. Netto strømretning var mot nordøst i begge tidsrommene. Resultatene er sammenfattet i Tabell 3. For ytterligere detaljer henvises til Golmen (1991). Tabell 3. Sammenfatning av strømmålinger utenfor Tjeldbergodden i 1990 Dyp, m Middel, cm/s Max. hastighet, cm/s

9 Figur 5. Oversiktskart over Tjeldbergodden med inntegnet posisjon for NIVAs strømmåling i 1990 og NTNUs måling i Jfr. Figur 2 for ytterligere beskrivelse av figuren. Figur 6. Tidsserie av målt strømhastighet i 40 m dyp i tidsrommet Kurve for 25 timers glidende middel er også vist (fra Golmen, 1991). 9

10 Figur 7. Statistisk fordeling av strømobservasjoner i 4 m (øverst) og 40 m dyp. Tidsrom (fra Golmen, 1991). 10

11 4.3.2 Haltenpipeprosjektet 1993 I forbindelse med Haltenpipe-prosjektet ble det i tidsrommet gjennomført strømmålinger i 25 m og 50 m dyp utenfor vestre ende av Tjeldbergodden (se Fig. 8). Resultatene er rapportert av Eidnes og Mathiesen (1994) og for det foreliggende prosjektet ble dataene stilt til rådighet av Equinor. Senere ble også selve rapporten (Eidnes og Mathiesen, 1994) innhentet fra Sintefs rapportarkiv. Nedenfor gis en kort presentasjon av de viktigste resultatene fra strømmålingene, dels kopiert fra Sintef-rapporten og dels utarbeidet for denne konsesjonssøknaden. Haltenpipe St.1 Figur 8. Oversiktskart som viser posisjon for Haltenpipe stasjon 1. De viktigste resultatene vist i Figur 9-Figur 13. Både i 25 m dyp og 50 m dyp var det sterk strøm i hovedsak mot øst-nordøst (retning grader, jfr. Fig. 9), med litt flere registrereringer av strøm i sørvestlig retning i 50 m dyp enn i 25 m dyp. Vannmassene strømmer altså i hovedsak raskt øst-nordøstover i Trondheimsleia. Utenfor industrianleggene på Tjeldbergodden er topografien mer i øst-vestlig retning og NIVAs strømmålinger i 40 m dyp utenfor Tjeldbergodden i 1990 viste lavere strømhastigheter (Vmax ca. 40 cm/s og Vmiddel 6-7 cm/s) og noe oftere strøm i vestlig retning enn det målingene på Haltenpipestasjonen viste. 11

12 Figur 9. Sammenfatning av strømmålinger utenfor Tjeldbergodden i (kopi fra Eidnes og Mathiesen, 1994). Figur 10. Haltenpipe st. 1, 25 m dyp. Progressivt vektordiagram for strøm (kopi fra Eidnes og Mathiesen, 1994). 12

13 80 Strømmåling i 25 m dyp Hastighet, cm/s Måling nr Strømmåling i 25 m dyp Antall observasjoner Retning, grader Figur 11. Haltenpipe st. 1, 25 m dyp. Måling av strømmens hastighet (øverst) og retningsfordeling (nederst). 13

14 Figur 12. Haltenpipe st.1, 50 m dyp. Progressivt vektordiagram for strøm (kopi fra Eidnes og Mathiesen, 1994). 14

15 80 Strømmåling 50 m Hastighet, cm/s Måling nr Strømmåling i 50 m dyp, Antall observasjoner Retning, grader Figur 13. Haltenpipe st. 1, 50 m dyp. Måling av strømmens hastighet (øverst) og retningsfordeling (nederst). 15

16 4.3.3 Kystlab 2008 På oppdrag for Atlantic Cod Farms AS utførte Kystlab strømmåling utenfor østre del av Tjeldbergodden i tidsrommet (Figur 14). Bunndypet var 24 m og målingene ble gjort 5 m over bunn, dvs. i 19 m dyp (Kvalsund, 2008). Resultatene er sammenfattet i Figur 15. Også her var strømretningen øst-nordøstlig. Figur 14..Lokalitetsområdet Bioparken Tjeldbergodden (kopi fra Kvalsund, 2008). 16

17 Figur 15.Øverst: Hovedstrømretninger for bunnstrøm på lokaliteten. Nederst: Statistisk sammendrag av strømmåledata (kopi fra Kvalsund, 2008). 17

18 4.3.4 SalFjord 2019 I tidsrommet utførte Salfjord strømmåling utenfor Tjeldbergodden (Figur 5). Måleren var av typen Aanderaa SeaGuard utleid av NTNU, Trondheim, og ble satt opp med registrering i celler/vannlag a 2 m fra 2 m dyp ned til ca. 40 m dyp. Registrering hvert 10 minutt. Avløpsvannet vil bestå av sjøvann hentet fra ca. 60 m dyp og er tenkt sluppet ut i m dyp gjennom 6 avløpsledninger. Ved Tjeldbergodden vil sjøvannet være stabilt sjiktet i vertikalen, dvs. at vannets egenvekt øker med dypet (jfr. Fig. 3-Fig. 4) og sjøvann i 60 m dyp har dermed større egenvekt enn sjøvannet i m dyp. Avløpsvannet kan derfor ikke stige til overflata, men heller synke mot større dyp. I det følgende vises derfor data fra m, m og m. Figur 16 viser strømhastigheten i de tre vannlagene. Variasjonene er store, med en faktor 4-5x mellom median (typisk hastighet) og maksimum. Strømretningen (Figur 17) er overveiende øst-nordøst, men som vi har sett ovenfor er der også forholdsvis mange registreringer av strøm i vestlig retning flere enn det Haltenpipe-data registrerte. Årsaken kan være at mens Haltenpipe-data ble målt i hovedstrømmen nordøstover i Trondheimsleia. ble målingene i 2019 utført lenger øst ved Tjeldbergodden og relativt nær land. Altså i et område med redusert påvirkning fra hovedstrømmen, både mht. strømhastighet og strømretning. Figur 18 viser progressive vektordiagram for de tre vannlagene. Her sammenfattes strømretning og strømhastighet og gir et bilde av vanntransporten i det aktuelle utslippsområdet. Vi ser at den i alt vesentlig er rettet østover. Forklaringen er at vestlig rettet strøm forekom sjeldnere enn strøm mot øst, og hastigheten gjennomgående var noe mindre. 18

19 Figur 16. Strømhastighet i vannlagene m, m og m. 19

20 1400 Strømretning målt i m dyp Antall registreringer Retning, grader Strømretning målt i m dyp 1000 Antall registreringer Retning, grader Strømretning målt i m dyp Antall registreringer Retning, grader Figur 17. Strømretning i vannlagene m, m og m. 20

21 Figur 18. Progressivt vektordiagram for strømmåling i vannlagene m, m og m. For beregninger av et utslipp i m dyp der avløpsvannet (sjøvann fra 60 m dyp) forventes å synke brukes data fra strømmålingen i mars-april 2019 og med skjønn/interpolering fra 37 m dyp videre ned til 50 m dyp. Beregningene gjøres for tre hastigheter, Tabell 4. Tabell 4. Strømhastigheter 3 som brukes i beregningene. Hastighetene i overflata er et estimat. Dyp, m 10-persentil, cm/s Median, cm/s 90-persentil, cm/s persentil: 90% av dataene viser større hastighet. Median: midtverdi. 90-persentil: 10% av dataene viser større hastighet. 21

22 4.4 Vannkvalitet og biologiske forhold Vi har ikke funnet målinger av næringssalter utenfor selve Tjeldbergodden. Det er derimot gjort flere marinbiologiske undersøkelser. I 2006 ble utført undersøkelser av tang og tare i strandsonen og ved sublittoral dykkundersøkelse i området (stasjoner er vist i Vedlegg 1). Man konkluderte at miljøtilstanden ikke er påvirket av utslipp fra metanolfabrikken (Sørheim et al. 2007). En undersøkelse av bl.a. bunnfauna i 2015 konkluderte at samtlige stasjoner undersøkt viser et rikt artsamfunn med gode miljøforhold (stasjoner er vist i Vedlegg 2). Samtidig viser stasjonene i dyprennen i Trondheimsleia tegn til økt stimuli i form av høye individtall. Man fant det imidlertid lite trolig at anlegget på Tjeldbergodden er opprinnelsen til den økte næringstilgangen (Hatlen et al., 2016). De gjorde også målinger av oksygenkonsentrasjonen som lå omkring metning, dvs. meget god vannkvalitet (Figur 27). Om lag 8,5 km lenger nordøst i Trondheimsleia har det nasjonale Økokyst-programmet en stasjon (VT23, Figur 19) hvor det finnes data for vannkvalitet (jfr. Lundsør et al. 2015, Dolven et al og Fagerli et al. 2018). På stasjon VT23 ble næringssalter målt i 2011, 2013 og 2014 og Figur 20 viser en sammenfatning. Vannkvaliteten var God Meget God. Planteplankton målt som klorofyll ble også klassifisert som Meget God. Vi vet ikke eksakt hvor godt disse dataene representerer konsentrasjonene utenfor Tjeldbergodden, men de avviker neppe mye. For sommeren velger vi å bruke verdier fra Figur 20, som tilsvarer vannkvalitetsklasse God Meget God, dvs. 100 mgn/m 3 og 16 mgp/m 3 for henholdsvis total nitrogen og total fosfor. Figur 19. Økokyst-stasjonen VT23 for innsamling av vannprøver i Trondheimsleia er markert med blått. Prøvene ble tatt i 4 m dyp. Avstanden til Tjeldbergodden er ca. 8,5 km. 22

23 Figur 20. Klassifisering av næringssaltkonsentrasjoner på Økokyststasjon VT23 i Trondheimsleia (kopi fra Lundsør et al., (2015). 23

24 5. Resultater og vurderinger 5.1 Utslippet av næringssalter sammenlignet med naturlig transport utenfor Tjeldbergodden Utslippet av nitrogen og fosfor gjennom en utslippsledning ble i Tabell 1 oppgitt til 780 kgn/døgn og 80 kgp/døgn. I Tabell 5 er utslippet fra 6 ledninger sammenlignet med den naturlige transporten med vannmassene forbi Tjeldbergodden. Trondheimsleia er her ca m bred, men mest sannsynlig vil næringssaltene fra Tjeldbergodden i hovedsak bli transportert med strømmen langs østlig-nordøstlig side av leia. Som strømhastighet brukes 0,16 m/s og 100 mgn/m 3 og 16 mgp/m 3 brukes for henholdsvis total nitrogen 4 og total fosfor. Dataene stammer fra 4 m dyp og næringssaltkonsentrasjonene her er trolig lavere enn gjennomsnittet for 0-20 m dyp, som i så fall gir et noe for lavt tall for næringsalttransporten i selve Trondheimsleia. Bredden av influensområdet vil øke med økende avstand, men i dette eksemplet er 500 m valgt som en liten bredde i en avstand på 3-4 km fra Tjeldbergodden. Tabell 5. Utslipp av nitrogen og fosfor fra et fullskala anlegg sammenlignet med beregnet naturlig transport forbi Tjeldbergodden i 0-20 m dyp i sommerhalvåret (kg/døgn). Stoff Utslipp fra oppdrettsanlegget Naturlig transport i Trondheimleia. Bredde 5500 m Utslipp sammenlignet med naturlig transport Naturlig transport i Trondheimleia. Bredde 500 m kg/døgn kg/døgn % % Totalt ,1 34 nitrogen Total fosfor En sammenligning med transportberegningene viser at mengden nitrogen og fosfor som vil bli sluppet ut er relativt stor. For hele Trondheimleias stoffbudsjett vil utslippet utgjøre en relativt liten økning, men langs land på østsiden kan økningen være langt større. I forhold til betydningen for algevekst er imidlertid en slik sammenligning misvisende, for mens algeveksten i hovedsak foregår i 0-20 m dyp kan avløpsvannet i alt vesentlig innlagres dypere enn dette (jfr. Kap. 5.2). 4 En relativt lav konsentrasjon ( 98,5 µgn/l) basert på Figur

25 5.2 Avløpsvannets innlagring og fortynning Beregningene tar utgangspunkt i Tabell 1 og er utført for utslipp i 20 m, 25 m og 30 m dyp fra en av de 6 utslippsledningene. Det er både gjort beregninger for alle vertikalprofilene (34) og for de 17 som representerer månedene april-august da det er viktigst å unngå at næringssaltene i avløpsvannet bidrar til sterk algevekst. Resultatene er vist i Figur 21 - Figur 26. Fordi avløpsvannet i alt vesentlig er sjøvann fra ca.60 m dyp altså med høyere egenvekt enn sjøvannet i m dyp - vil avløpsvannet ikke stige til overflata. Avhengig av sjøvannets egenvekt i utslippsdypet og graden av blanding mellom avløpsvann og sjøvann, vil denne blandingsvannmassen innlagres omkring utslippsdypet eller synke ned mot bunnen raskt eller langsomt. Strømretningen er i alt vesentlig parallelt med land og i østlig retning (jfr. Figur 17 og Figur 18). Dette er i samme retning som bunnkotene og betyr at bunndypet er noenlunde konstant der det fortynnede avløpsvannet forflytter seg de første m nedstrøms utslippene. Modellen Visual Plumes beregner strålebaner uten hensyn til en slik flat bunntopografi, og i figurene er derfor (bunnen som illustrasjon) lagt inn med mørk farge ca. 5 m dypere enn utslippet. I utgangspunktet antas at avløpsvannet slippes ut 1-1,5 m over bunnen, men 5 meter er valgt fordi bredden av vannmassen med fortynnet avløpsvannet vil øke ettersom fortynningen øker og samtidig som vannmassen forflytter seg. Dermed kan den etter kort tid bli liggende over et større bunndyp. Hovedstrømretningen er parallelt med land, men det vil forekomme situasjoner da strømretningen er nordlig, og avløpsvannet omgående transporteres mot større dyp. For å illustrere slike situasjoner er derfor strålebaner dypere enn bunnen 5 m under utslippene vist i figurene. Utslipp i 20 m dyp Figur 21 viser resultatene for alle 34 profilene, og som forventet viser beregningene at avløpsvannet ikke stiger opp til overflata, men innlagres omkring utslippsdypet eller synker og legger seg nær bunnen. Som tidligere vist varierer de vertikale egenvektsprofilene ganske mye, og dermed også forskjellen i sjøvannet egenvekt mellom 60 m dyp og 20 m dyp. Denne forskjellen i egenvekt har stor betydning for hvor avløpsvannet innlagres eller om det synker mot bunnen. Strømhastigheten har imidlertid også stor betydning for hvor avløpsvannet innlagres eller hvor dypt det kan synke (gitt at ikke bunnen ligger noen få meter under utslippsdypet). Avløpsvannet inneholder fosfor og nitrogen, og gitt tilstrekkelig lys kan dette øke algeveksten mellom overflata og ca. 20 m dyp. Dette er særlig viktig i sommerhalvåret. Som vi ser av Figur 21 er det ved svak strøm at avløpsvann lettest blandes oppover i vannsøylen og Figur 22 viser derfor resultater for svak strøm i månedene april-august (17 profiler, jfr. Figur 4). Det fortynnede avløpsvannet blir i alt vesentlig liggende nær bunnen i >20 m dyp. 25

26 Figur 21. Strålebaner ved utslipp i 20 m dyp. Bunnen er lagt 5 m under utslippet og vist med mørk farge. Øverst: svak strøm. Midt: median strømhastighet. Nederst: sterk strøm. Stiplingen viser øvre grense for vannmassen med fortynnet avløpsvann. 26

27 Figur 22. Strålebaner ved utslipp i 20 m dyp i april-august, ved svak strøm. Bunnen er lagt 5 m under utslippet og vist med mørk farge. Stiplingen viser øvre grense for vannmassen med fortynnet avløpsvann. Utslipp i 25 m dyp Vi ser (Figur 23) i prinsippet samme situasjonen som beskrevet ovenfor for utslipp i 20 m dyp, men naturlig nok med ca. 5 m dypere innlagring av avløpsvannet. Figur 24 viser resultater for svak strøm i månedene april-august (17 profiler, jfr. Figur 4). Det fortynnede avløpsvannet blir i alt vesentlig innlagret omkring 25 m dyp eller liggende nær bunnen i >25 m dyp. 27

28 Figur 23. Strålebaner ved utslipp i 25 m dyp. Bunnen er lagt 5 m under utslippet og vist med mørk farge. Øverst: svak strøm. Midt: median strømhastighet. Nederst: sterk strøm. Stiplingen viser øvre grense for vannmassen med fortynnet avløpsvann. 28

29 Figur 24. Strålebaner ved utslipp i 25 m dyp i april-august, ved svak strøm. Bunnen er lagt 5 m under utslippet og vist med mørk farge. Stiplingen viser øvre grense for vannmassen med fortynnet avløpsvann. Utslipp i 30 m dyp Vi ser (Figur 25) i prinsippet samme situasjonen som beskrevet ovenfor for utslipp i 20 m og 25 m dyp, men naturlig nok med ca. 5 m dypere innlagring av avløpsvannet. Figur 26 viser resultater for svak strøm i månedene april-august (17 profiler, jfr. Figur 4). Det fortynnede avløpsvannet blir i alt vesentlig innlagret omkring 30 m dyp eller liggende nær bunnen i >30 m dyp. 29

30 Figur 25. Strålebaner ved utslipp i 30 m dyp. Bunnen er lagt 5 m under utslippet og vist med mørk farge. Øverst: svak strøm. Midt: median strømhastighet. Nederst: sterk strøm. Stiplingen viser øvre grense for vannmassen med fortynnet avløpsvann. 30

31 Figur 26. Strålebaner ved utslipp i 30 m dyp i april-august, ved svak strøm. Bunnen er lagt 5 m under utslippet og vist med mørk farge. Stiplingen viser øvre grense for vannmassen med fortynnet avløpsvann. 5.3 Avløpsvannets horisontale utbredelse De foregående beregningene viser avløpsvannet plassering i vertikalen, dvs. like over bunnen. Modellen Visual Plumes beregner den horisontale utbredelse av vannmassen som dannes ved blandingen av sjøvann og avløpsvann (fortynning), men inneholder ikke en beskrivelse av varierende bunntopografi eller strandsone. Et annet forhold er at vannmassen som utgjør blandingen av avløpsvann og sjøvann i begynnelsen/delvis blir liggende over bunnen, noe som utvilsomt vil påvirke innblandingen av sjøvann. Vi har gjort beregninger for utslipp i 20, 25 og 30 m dyp, tre strømhastigheter en koeffisient for blandingen mellom avløpsvann og sjøvann av moderat størrelse 0,0003 m 2/3 /s som øker med tiden f.eks. fordi blandingsvannmassen etter hvert brytes opp i mindre deler som da har større kontaktflate mot det omkringliggende sjøvannet. Resultatene vises i Tabell 6 og må bare oppfattes som angivelse av en sannsynlig størrelsesorden. Tabell 6. Bredden av vannmassen med fortynnet avløpsvann i avstand 1000 m. Avstand fra Tjeldbergodden Bredde m m Trondheimsleia er m bred og til tross for denne enkle metodikken bør det være rimelig sikkert at den innlagrede blandingsvannmassen bare være fordelt over en mindre del av leia. Når denne vannmassen transporteres med strømmen videre nordover vil både innblandingen av sjøvann (fortynningen) og den horisontale utbredelsen øke. Men da vil også fortynningen med sjøvann være så stor (>>200x) at vannkvaliteten ikke påvirkes i merkbar grad. 31

32 5.4 Næringssaltenes innvirkning på miljøet utenfor Tjeldbergodden og i Trondheimsleia I kap. 4.1 ble vist at mengden nitrogen og fosfor som vil bli sluppet med avløpsvannet ut er relativt stor. Men i forhold til algevekst er det avgjørende om disse næringssaltene befinner seg i en vannmasse hvor det er tilstrekkelig lys. Vi kjenner ikke lysklimaet i vannmassen utenfor Tjeldbergodden, men det er vanlig å anta at sommerstid foregår det meste av algeveksten i 0-10 m dyp, for så å avta ned til m dyp. Fra utslippsområdet blir avløpsvannet oftest transportert med strømmen i østlig nordøstlig retning, mens det stadig fortynnes med sjøvann. Vannmassen med fortynnet avløpsvann øker raskt i bredden, men i mindre grad oppover i vannmassen (vertikal sjiktning motvirker slik blanding). Ser vi på et utslipp i ca. 25 m dyp (Figur 23 og Figur 24) vil næringssaltene i nærsonen til utslippet omkring Tjeldbergodden dermed i liten grad være tilgjengelig for algevekst. Lenger unna vil bredden av vannmassen der avløpsvannet befinner seg omfatte en større del av Trondheimsleia og med noe mer blanding oppover. Men det meste av avlpsvannets nitrogen og fosfor kan forventes å forbli omkring utslippsdypet, eller dypere. I den sammenhengen blir økningen oppover til 0-10/15 m dyp liten, også for fosfor. For hele Trondheimsleia utgjør utslippet et lite bidrag, men det er viktig å unngå lokale miljøvirkninger. 5.5 Innvirkning på oksygenkonsentrasjonen i vannmassene Avløpsvannet vil inneholde noe løst og partikulært organisk stoff og regnet som BOF5 er oksygenforbruket beregnet til ca. 800 tonn/år eller 2,2 tonn/døgn (kilde: Artec). Umiddelbart vil avløpsvannet være fortynnet x med oksygenrikt sjøvann. Oksygenkonsentrasjonen i sjøvannet omkring m dyp er lite kjent, men kan forventes å ligge nær metning noe som målinger i 2015 viste (Figur 27). Og som nevnt ovenfor vil denne innblandingen av sjøvann øke raskt, og avløpsvannet fortynnes i en stor sjøvannmasse. Det er derfor usannsynlig at avløpsvannet vil medføre oksygenproblem i de frie vannmassene i Trondheimsleia. Litt øst for Tjeldbergodden ligger Kjørsvikbugen, et lite fjordbasseng der største dyp er 45 m og terskeldypet er 8 m. Miljøtilstanden er kjent fra en MOM-C undersøkelse i 2013 (Haugen et al., 2013) og en MOM-B i 2015 (Skomsø, 2015). Hovedkonklusjonen var periodevis dårlige oksygenforhold under m dyp og tilsvarende fattig bunnfauna. Tatt i betraktning at terskeldypet er 8 m og et utslipp i f.eks. 25 m dyp bare i liten grad kan påvirke vannkvalitet og algevekst høyere i vannmassen enn m dyp (jfr. Figur 23 og Figur 24), er det lite sannsynlig at avløpsvann fra SalFjord vil endre oksygenforhold - og algevekst - i Kjørsvikbugen. 32

33 Figur 27. Oksygen (% og ml/l) i vannsøylen ned til bunnen på bløtbunnstasjonene B7 og B8 ved Tjeldbergodden 2015 (fra Hatlen et al., 2016). 33

34 5.6 Risiko for krysskontaminering mellom SalFjords avløpsvann og vanninntak i Bioparken Som vist i Figur 2 er der nå 5 sjøvannsinntak i området og Tabell 7 viser hovedtrekkene. Tabell 7. Kort beskrivelse av sjøvannsinntakene utenfor Tjeldbergodden, samt SalFjord sitt planlagte. Bedrift Inntaksdyp Plassering i forhold til utslipp fra Salfjord Equinor Ca. 70 m Vest, ca. 600 m Rensefisk Ca. 70 m Øst, ca. 500 m Rensefisk Ca. 110 m Øst, ca. 650 m Njord Ca. 60 m Øst, ca. 700 m Njord Ca. 50 m Øst, ca. 700 m Salfjord Ca. 60 m Nord, ca. 350 m Aktørene i Bioparken (Tjeldbergodden Rensefisk og Njord Salmon) har sjøvanninntak i ca m dyp og med utslipp i m dyp (jfr. Figur 2). Vi har etterspurt og mottatt utslippsdata for vannmengder/ sammensetning/ rensing fra Rensefisk (epost datert ) og Njord (epost datert ), og har bare i begrenset grad funnet data om utslipp gjennom utslippstillatelser og tillatelser fra Mattilsynet. Beregninger av avløpsvannets fortynning og spredning finnes ikke for disse utslippene, men basert på analysene gjort her vil disse avløpene neppe representere en risiko for krysskontaminering med Salfjords vanninntak. Til spørsmålet om avløpsvann fra SalFjord vil påvirke vannkvaliteten i sjøvannsinntakene til Bioparken er det i hovedsak 5 faktorer å ta i betraktning: Strømretningen, som i hovedsak er øst-nordøstlig. Dette betyr at avløpsvannet oftest føres i retning sjøvannsinntakene til Rensefisk og Njord, og langt sjeldnere vestover mot Equinors vanninntak. Avløpsvannets plassering i vannmassen, dvs. den vertikale avstanden til vanninntakene. Som vist ovenfor vil avløpsvannet bli liggende like over bunnen og til vanlig bli transportert med strømmen østover langs land. Over noenlunde konstant bunndyp (25-35 m) de første m. På denne strekningen vil det være stor fortynning med omkringliggende sjøvann som dermed fører til at avløpsvannets egenvekt blir tilnærmet lik sjøvannets. Når denne vannmassen med innblandet avløpsvann beveger seg inn i områder med større bunndyp vil den derfor ikke synke nedover mot dypene der vanninntakene ligger. Det er ikke til å tro at avløpsvannet, sterkt fortynnet med sjøvann, da vil påvirke vannkvaliteten dypere enn m under utslippsdypet eller vanninntakene til Njord og Rensefisk. Imidlertid kan det forekomme situasjoner da avløpsvannet blir transportert med strømmen i nordlig retning, dvs. mot større dyp. Hvis slike relativt sjeldne situasjoner også sammenfaller med svak vertikal sjiktning og svak strøm er det mulig at avløpsvannet kan påvirke vannkvaliteten ned til m dyp. Men fordi dette er situasjoner med nordlig rettet strøm er det lite sannsynlig at sjøvannsinntakene vest og øst for utslippet (Equinor, Rensefisk, Njord) kan bli berørt. Synkehastighet for partikler i avløpsvannet: Metodikken er beskrevet i kap. 3. Partiklene synker svært langsomt og vil dermed i stor grad følge med sjøvannmassens horisontale bevegelse (jfr. Figur 28 og Tabell 8). Det vil evt. ta døgn før partiklene har sunket m, dvs. til de dypene der sjøvannsinntakene ligger. Og med en typisk 34

35 strømhastighet på 0,1-0,2 m/s kan partiklene da være transportert med strømmen 8-16 km nordøstover i Trondheimsleia. Altså befinne seg langt fra Tjeldbergodden. Dette er en forholdsvis enkel betraktning som f.eks. ikke tar i betraktning at små organiske partikler kan oppløses etter en tid eller de kan kanskje aggregere til større partikler. Det er også slik at strømretningen i noen grad veksler mellom øst-nordøst og vest-sørvest (se kap. 4.3). I slike tilfeller kan partikler som er transportert nordøstover bli ført tilbake mot Tjeldbergodden. Basert på partiklers Figur 28. Beregnet synkehastighet for partikler med egenvekt 1040 kg/m 3 i sjøvann med egenvekt 1026 kg/m 3. For en partikkel med diameter 100 µm er synkehastigheten ca. 0,2 m/time. Tabell 8. Beregnet synkehastighet for partikler ved bruk av Stokes lov. Sjøvannets egenvekt kg/m 3 Partikkelegenvekt kg/m 3 Synkehastighet m/døgn , , , , , , , , ,7 synkehastighet kan man derfor ikke fullstendig utelukke muligheten for at partikler fra avløpsvannet iblant kommer i kontakt med sjøvannsinntakene utenfor Tjeldbergodden. Fortynning av avløpsvannet: umiddelbart vil avløpsvannet være fortynnet 20-50x med sjøvann, og den øker gradvis mot x i en avstand på m. Altså vil denne blandingsvannmassen i alt vesentlig bestå av sjøvann. Stoffer/smitte: Som allerede nevnt er det liten grunn til å tro at selve avløpsvannet, sterkt fortynnet med sjøvann, vil påvirke vannkvaliteten dypere enn m under utslippsdypet. Det vil oftest følge strømmen øst-nordøstover der sjøvannsinntakene ligger i ca m dyp og det er lite trolig at sterkt fortynnet avløpsvann vil komme i direkte kontakt med disse. Men unntaksvis ved: nordlig strøm lav strømhastighet svak vertikal sjiktning er det mulig at avløpsvannet kan påvirke vannkvaliteten ned til m dyp. 35

36 En alternativ kontakt kan være gjennom sedimentasjon av partikler i avløpsvannet. Potensielle fiskepatogene bakterier og virus kan være partikkelbundet eller transporteres fritt i vannmassene, men også disse fortynnes med transportavstanden. Som nevnt ovenfor kan man ikke fullstendig utelukke en slik kontakt, men som nevnt ovenfor er det lite sannsynlig og vil i så fall gjelde svært lave konsentrasjoner av partikler. 5.7 Risiko for krysskontaminering mellom SalFjords avløpsvann og Equinors vanninntak Det er spesielt fokus på risikoen ved mulig krysskontaminering mellom SalFjords avløpsvann og vanninntakene til SalFjord og Equinor, og dette vurderes her i mer detalj. Figur 2 viser plassering av sjøvannsinntakene og utslipp. For beskrivelse av Equinors sjøvannsinntak utenfor Tjeldbergodden samt SalFjord sitt planlagte vanninntak henvises til Tabell 7. SalFjords utslipp er tenkt plassert i ca m dyp, ca. 1 m over bunnen. Fordi avløpsvannet i alt vesentlig er sjøvann fra ca.60 m dyp altså med høyere egenvekt enn sjøvannet i m dyp - vil avløpsvannet ikke stige mot overflata, men innlagres omkring utslippsdypet eller begynne å synke mot bunnen raskt eller langsomt avhengig av vertikal sjiktning og egenvekten. Vanntransporten i m dyp vil oftest være østover, dvs. noenlunde parallelt med land, men transport vestover-nordvestover vil forekomme (jfr. Figur 7 og Figur 18). Risikoen ved at avløpsvann (etter rensing) fra SalFjord kan påvirke vannkvaliteten i eget vanninntak eller Equinors vanninntak kommenteres kort nedenfor: 1. Strømretningen: SalFjords vanninntak på ca. 60 m vil ligge nord for utslippet i ca m dyp. Dataene viser ikke nordlig rettet strøm mellom 20 m og 40 m dyp og viser dermed at avløpsvannet ikke/ meget sjelden føres i retning SalFjords planlagte sjøvannsinntak. Equinors vanninntak ligger på ca. 70 m dyp vest for utslippet. Man kan ikke utelukke at avløpsvannet fra SalFjords utslipp iblant vil bli ført i den retningen. 2. Avløpsvannets plassering i vannmassen, dvs. den vertikale avstanden til vanninntakene. Som vist ovenfor vil avløpsvannet bli liggende mellom utslippsdypet og bunnen og til vanlig bli transportert med strømmen østover langs land. Over noenlunde konstant bunndyp de første m. Over denne strekningen skjer stor fortynning med omkringliggende sjøvann som gjør at avløpsvannets egenvekt avtar og derfor i liten grad vil synke nedover i sjøvannmassen. Det er liten grunn til å tro at avløpsvannet, sterkt fortynnet med sjøvann, da vil påvirke vannkvaliteten dypere enn m under utslippsdypet. Imidlertid vil det forekomme situasjoner da avløpsvannet blir transportert med strømmen i retning Equinors vanninntak. Hvis slike relativt sjeldne situasjoner også sammenfaller med svak vertikal sjiktning og svak strøm kan man ikke helt se bort fra at avløpsvannet - sterkt fortynnet med sjøvann kan synke ned til m dyp (jfr. Fig. 21-Fig. 26).. Fortynning med sjøvann: umiddelbart vil avløpsvannet være fortynnet 20-50x med sjøvann (1 l renset avløpsvann innblandet i l sjøvann), og denne fortynningen øker gradvis til x i en avstand på m. Altså vil denne blandingsvannmassen i alt vesentlig bestå av sjøvann hvis den kommer i kontakt med Equinors vanninntak. 36

37 3. Sedimentasjon av partikler: avløpsvannet fra et fullskala oppdrettsanlegg kan pr. år gi utslipp av tonn suspendert tørrstoff. Da er forutsatt rensing gjennom 100 µm filter, dvs. partikler med diameter 0,1 mm er fjernet. De resterende partiklene har lav egenvekt og lav synkehastighet. Som nevnt ovenfor kan man ikke fullstendig utelukke en slik kontakt, men som nevnt ovenfor er det lite sannsynlig og vil i så fall gjelde svært lave konsentrasjoner av partikler. 6. Sammenfatning og anbefalinger Bakgrunn SalFjord AS utreder etablering av landbasert oppdrettsvirksomhet på Tjeldbergodden, Aure kommune. På vegne av SalFjord har Artec Aqua kontaktet Inaq og Molvær Resipientanalyse for en: 1. anbefaling mht. utslippsdyp og evt. utslippsarrangement for avløpsvannet fra oppdrettsanlegget 2. vurdering av miljøvirkninger av utslippet av plantenæringssalter 3. vurdering av mulig påvirkning av inntaksvannet i fem andre sjøvannsinntak i området Metodikk og data SalFjord planlegger å hente sjøvann fra ca. 60 m dyp og slippe avløpsvannet på m. Avløpsvannet er sjøvann med temperatur ca. 6 o C, som betyr at det har høyere egenvekt enn sjøvannet i dyp Det er aktuelt å fordele avløpsvannet likt på 6 ledninger og beregninger for et slikt utslipp er utført for 34 ulike vertikale tetthetsprofiler (datoer) og for svak, middels og sterk strøm. Som vurderingsgrunnlag er også brukt opplysninger om vannkvalitet og biologiske forhold utenfor Tjeldbergodden og nordøstover i Trondheimsleia. Resultater og vurderinger På grunn av høy egenvekt stiger avløpsvannet ikke oppover til overflata, men innlagres omkring utslippsdypet eller vil synke mot bunnen. Gjennom avløpsvannet blir vannmassen utenfor Tjeldbergodden tilført mye næringssalter. For hele Trondheimsleia utgjør dette bidraget relativt lite, men det er viktig å unngå lokale effekter. At avløpsvannet innlagres dypt eller synker mot bunnen er et avgjørende hinder for at næringssaltene skal bidra til økt algevekst i vannmassen og i strandsonen. Det er heller ikke grunn til å frykte at utslippet fører til dårlige oksygenforhold i Trondheimsleia. Bare ytterst sjelden kan det oppstå situasjoner da sterkt fortynnet avløpsvann kan komme i direkte kontakt med vanninntakene i området. Avløpsvannet vil inneholde små partikler med lav synkehastighet. Til vanlig vil partiklene være transportert med strømmen langt nordøstover i Trondheimsleia før de har sunket ned til m dyp der vanninntakene ligger. Men strømretning og hastighet varierer noe og man derfor kan ikke fullstendig utelukke muligheten for at partikler fra avløpsvannet i meget lav konsentrasjon - iblant kommer i kontakt med sjøvannsinntakene utenfor Tjeldbergodden. Heri ligger en viss risiko for smitteoverføring og kontaminering. Hvorvidt de andre utslippene i området på tilsvarende vis utgjør en risiko har vi ikke hatt datagrunnlag for å vurdere. Ut fra foreliggende planer vil utslippet av avløpsvann og vanninntak være adskilt med en horisontal avstand på ca. 350 m (SalFjord) og ca. 600 m (Equinor) og med en vertikal avstand på m. 37

38 Strømmålinger utenfor Tjeldbergodden og beregninger av avløpsvannets innlagring og fortynning viser ikke kontakt mellom SalFjords utslipp av SalFjords sjøvannsinntak. Imidlertid kan det forekomme situasjoner da avløpsvannet blir transportert med strømmen i nordvestlig eller nordlig retning, dvs. mot større dyp. Hvis slike relativt sjeldne situasjoner også sammenfaller med svak vertikal sjiktning og svak strøm er det mulig at renset avløpsvann og x fortynnet med sjøvann - kan påvirke vannkvaliteten ned til m dyp. Man kan altså ikke helt se bort fra en mulighet for at slike situasjoner fører til kontakt med vanninntaket til Equinor. Det samme gjelder for lave konsentrasjoner av partikler <0,1 mm. Hvilken risiko dette renset avløpsvann sterkt fortynnet med sjøvann/lave konsentrasjoner av partikler kan utgjøre har vi ikke grunnlag for å vurdere. Anbefalinger Avløpsvannet føres til ca. 25 m dyp. I den grad bunntopografien tillater det bør de 6 enkeltutslippene (jfr. Fig. 2) plasseres langs en noe mer nordøstlig linje. Det kan redusere kontakten mellom avløpsvann fra de 6 utslippene og dermed øke fortynningen. I forhold til algevekst kunne litt større utslippsdyp være fordelaktig, men da reduseres samtidig avstanden ned til vanninntakene i nordøst. Avløpsvannet renses i størst mulig grad for partikler som kan sedimentere eller flyte opp til overflata, og fjerning av partikler større enn 0,1 mm vil være et effektivt tiltak. 38

39 7. Litteratur Dolven, J., Sundeng, K. og Lundsør, E., ØKOKYST delprogram Trøndelag, Miljødirektoratet rapport M sider. Eidnes, G., Kjølevannsutslipp fra Tjeldbergodden. Fortynning og spredning. Sintef NHL prosjektnr sider. Fagerli, C., Staalstrøm, A., Trannum, H.C., Gitmark, J.K. og Eikrem, W., ØKOKYST DP Norskehavet Sør (II). Årsrapport Miljødirektoratet rapport M sider. Frick, W.E., Roberts, P.J.W., Davis, L.R., Keyes, J, Baumgartner, D.J. and George, K.P., Dilution Models for Effluent Discharges, 4 th Edition (Visual Plumes). Environmental Research Division, U.S. Environmental Protection Agency, Athens Georgia, USA. Golmen, L. G., Resipientgransking ved Tjeldbergodden Aure i Møre og Romsdal. NIVA LNR sider. Hatlen, K., Hadler-Jacobsen, S. og Johansen, P.-O., Resipientundersøkelse ved Tjeldbergodden metanolfabrikk, Fishguard prosjektnr sider + vedlegg. Haugen, R., Hatlen, K., Kvalø, S.E. og Johansen, P-O, MOM-C undersøkelse av settefisklokalitet Kjørsvikbugen i Aure kommune i SAM-e rapport sider. Kvalsund, R., Strømmålinger lokalitet Bioparken Tjeldbergodden. NVFH-rapport nr. BR sider. Lundsør, E., Andersen, G.S. og Bechmann, P., 2015.ØKOKYST delprogram Trøndelag, Miljødirektoratet rapport M sider. Skomsø, D.B., MOM-B undersøkelse. Lokalitet Kjørsvikbugen. Havbrukstjenesten A/S. 11 sider. Sundfjord, A., Johnsen, T. og Molvær, J., Konsekvensvurdering av utslipp til sjø fra Norferm AS, Tjeldbergodden. NIVA-rapport nr sider. Sørheim, K.R., Altin, D., Stokland, Ø. og Solem, T., Overvåking av biologi og strandsamfunn ved Statoil Tjeldbergodden. SINTEF rapport STF80MK F sider + 49 vedlegg. Utnes, T. og Mathiesen, M., Kjølevannsutslipp fra Tjeldbergodden. Strømberegning. SINTEF NHL rapport STF60 F sider. 39

40 Vedlegg 1 (kartkopi fra Sørheim et al., 2007) 40

41 41

42 Vedlegg 2 (kartkopi fra Hatlen et al., 2016) 42