Desktopstudie Potensielle støyeffekter på fisk fra bergverksindustri

Desktopstudie Potensielle støyeffekter på fisk fra bergverksindustri Nordic Rutile AS Report No.: 2014-1136, Rev. 01 Document No.: 18UAQWM-2 Date: 2014-09-23

Innhold 1 INTRODUKSJON... 1 2 OVERSIKT OVER BERGVERKSINDUSTRI, LAKSEFJORDER OG OPPDRETT AV LAKSEFISK... 1 2.1 Bakgrunn 1 2.2 Bergverksindustri i tilknytning til nasjonale laksefjorder 2 2.3 Bergverksindustri i tilknytning til oppdrettsnæring 5 3 STØYKONFLIKT MED FISK FRA ANDRE INDUSTRIER... 7 4 OM STØY/VIBRASJONER OG EFFEKTER PÅ FISK... 7 4.1 Generelt om fisk og lyd 7 4.2 Kunnskap om mulige effekter av sprengningsstøy på fisk 8 4.3 Generell kunnskap om skremmeeffekter 11 5 KONKLUSJON... 12 6 REFERANSER... 13 DNV GL Report No. 2014-1136, Rev. 01 www.dnvgl.com Page i

1 INTRODUKSJON DNV GL har fått i oppdrag av Nordic Mining ASA å gjennomføre et desktopstudie som fokuserer på effekter på fisk fra støy tilknyttet bergverksindustri. Det har blitt sammenstilt kart med oversikter relatert til drift av bergverksindustri, nasjonale laksefjorder og forekomster av oppdrettsanlegg for laksefisk. Dette er gjort for å få et overblikk over- og identifisere potensielle konfliktområder. I tillegg er det gjort et litteratursøk etter relevante studier og retningslinjer innenfor støyeffekter på fisk. 2 OVERSIKT OVER BERGVERKSINDUSTRI, LAKSEFJORDER OG OPPDRETT AV LAKSEFISK 2.1 Bakgrunn I 2003 opprettet Stortinget 21 nasjonale laksefjorder og 37 nasjonale laksevassdrag (Energi- og miljøkomiteen, 2003). I 2006 ble flere ytterligere fjorder og vassdrag inkludert slik at man i dag har 29 nasjonale laksefjorder og 52 nasjonale laksevassdrag i Norge (Miljøverndepartementet, 2006). Formålet med å opprette nasjonale laksefjorder og -vassdrag var å gi et utvalg av de viktigste laksebestandene i Norge en særlig beskyttelse mot inngrep og aktiviteter i vassdragene og mot oppdrettsvirksomhet i de nærliggende fjord- og kystområdene, og å bidra til å sikre den norske villaksen og en vesentlig del av verdens samlede forekomst av vill atlantisk laks. Omkring 75 % av den norske villaksressursen omfattes av regelverket for nasjonale laksefjorder og - vassdrag. Områdene skal blant annet prioriteres med tanke på tildeling av ressurser for bekjempelse av fiskeparasitten Gyrodactylus salaris og lakselus (Lepeophtheirus salmonis), samt tiltak mot forsuring, rømming av oppdrettslaks og regulering i laksefiske. I tillegg kommer blant annet revisjon av eksisterende konsesjonsvilkår og restaurering av laksens leveområder. Større inngrep og virksomhet med risiko for alvorlig forurensning er ikke tillatt i områdene. Støy er ikke vurdert i regelverket for nasjonale laksefjorder og -vassdrag. Beskyttelsen av nasjonale laksefjorder og -vassdrag er permanent, men det tilknyttede regelverket evalueres etter hvert som ny kunnskap kommer til. Neste evaluering skal gjennomføres i 2017. Bergverksindustri har av praktiske årsaker ofte vært tilknyttet fjorder og kyst for at mineralene skal kunne transporteres videre sjøveien. Dette har ført til at deler av bergverksindustrien ligger i områder med særskilt beskyttelse av villaks. I denne sammenheng er det også interessant å se på utbredelsen av oppdrettsanlegg for laksefisk og bergverksindustri for å se på erfaringer fra eventuelle konfliktområder mellom oppdrettsnæringen og bergverksindustrien. 1

2.2 Bergverksindustri i tilknytning til nasjonale laksefjorder Blant de 29 nasjonale laksefjordene i Norge har flere tilknytning til bergverksindustri med støypåvirkning som følge av sprengning. Figur 2-2 gir en oversikt over uttak av malm og industrimineraler, samt pukkverk i drift. Bergverksindustri med potensiell støykonflikt med nasjonale laksefjorder finner man i Bøkfjorden, Tanafjorden, Beiarfjorden, Ranafjorden, Vefsnfjorden, Trondheims-fjorden, Halsafjorden, fjordene ved Osterøy, Sandsfjorden, Kysten Jæren Dalane og flere steder i Svennerbassenget. Det er, etter det DNV GL kjenner til, ikke satt krav fra myndighetenes side vedrørende støy- /vibrasjonspåvirkning på villaks ved noen av disse bergverksforetakene. Et relevant eksempel på bergverksdrift med sprengning ved en nasjonal laksefjord som ikke har fått krav fra myndighetene vedrørende støypåvirkning av villaks er Norsk Steins pukkverk på Jelsa (Figur 2-1). Pukkverket ligger ved innløpet til Sandsfjorden, en fjord underlagt særskilt beskyttelse for villaks (nasjonal laksefjord). Pukkverket er blant Europas største pukkverk med årlig produksjon på 10 millioner tonn. Produksjonen ble startet for 25 år siden og medfører sprengningsaktivitet i prosessen. Ved oppstart av pukkverket ble det sprengt nede ved fjorden, mens det i dag sprenges inntil 100 meter fra fjorden. Figur 2-1 Norsk Stein på Jelsa ved innløpet til Sandsfjorden. 2

Figur 2-2 Oversikt over nasjonale laksefjorder og mineraldrift i Norge. Navnene er tilknyttet de nasjonale laksefjordene. Se neste side for fortsettelse på figur (Nord-Norge). 3

Forts. Figur 2-2 4

2.3 Bergverksindustri i tilknytning til oppdrettsnæring Oppdrettsanlegg for laksefisk er spredt langs nær sagt hele kysten, særlig i fjordene fra Vestlandet til Finnmark. Figur 2-3 viser en oversikt over oppdrettsanlegg for laksefisk (laks, ørret og regnbueørret) og støyrelatert bergverksindustri (malm, industrimineraler og pukkverk). Det er pukkverk og uttak av industrimineraler som forekommer hyppigst i tilknytning til oppdrettsnæring. DNV GL har ikke kommet over tilfeller hvor bergverksindustrien har fått pålegg eller retningslinjer fra myndighetene vedrørende støy og vibrasjoner i områder med utbredt oppdrett av laksefisk. Figur 2-3 Oversikt over oppdrett av laksefisk og bergverksindustri i Norge. Se neste side for fortsettelse på figur (Nord-Norge). 5

Forts. Figur 2-1 6

3 STØYKONFLIKT MED FISK FRA ANDRE INDUSTRIER DNV GL har søkt etter annen type industri for å se om temaet støyeffekter på fisk har blitt tatt i betraktning i forbindelse med andre driftstillatelser (bygg- og anleggsbransjen mm). Mest relevant ville det være å trekke inn tilfeller hvor sprengning på land har ført til pålegg knyttet til støyeffekter på fisk utover den generelle forskriften om støyforurensning (forurensningsforskriften). DNV GL har gjennom dialog med diverse relevante utbyggere (Mesta, Jernbaneverket, div. entreprenører) ikke kommet over tilfeller hvor dette har blitt vektlagt i driftstillatelsen. Tilfeller der det har blitt gitt pålegg om begrensing av skade i forbindelse med sprengning i vannmassene har liten overførbarhet til bergverksvirksomhet, da dette sender vesentlig sterkere lyd- og sjokkbølger i vannmassene enn ved sprengning på land hvor vibrasjonene forplantes til vannmassene gjennom berggrunnen. For øvrig har konsekvenser for fisk som følge av sprengning på land blitt vurdert i konsekvensutredningen i forbindelse med byggingen av en tunnel ved Granvinsfjorden (Multiconsult, 2012; Dalen, 2012). Sprengningen av tunnelen foregår i skrivende stund uten at det er har blitt gitt noen reskriksjoner på størrelse på sprengladninger eller krav til støyovervåkning i fjorden. 4 OM STØY/VIBRASJONER OG EFFEKTER PÅ FISK 4.1 Generelt om fisk og lyd Lydbølger innebærer både partikkelbevegelser, det vil si svingninger i molekylene i det spesifikke mediet, og lydtrykk, endringer i trykk. Mens førstnevnte måles med et akselerometer eller hastighetsmåler, blir sistnevnte typisk målt med hydrofoner. Moderne beinfisks hørselsorgan (to indre ører) består blant annet av sensoriske hårceller og otolitter. Otolittene har høy tetthet (2,8 g/cm 3 ) sammenlignet med resten av fisken. Denne tetthetsforskjellen forårsaker en sterkt redusert og faseforskjøvet bevegelse når fisken utsettes for lydstimulus. All fisk er på denne måten direkte følsomme for lydens partikkelbevegelse. I tillegg til otolittorgan har noen fiskearter gassfylte strukturer som svømmeblærer som også gir følsomhet for lydtrykk. Dette skyldes primært at volumendringen i gassblærene kan forplante seg til fiskens otolittorganer og stimulere disse. Den relative bevegelse mellom otolitt og hårceller, dvs. stimuleringen av det indre øret, er meget kompleks, ikke-lineær og avhengig av både lydfrekvens og lydnivå (se Dalen et al., 2008). Karpe-, malle- og sildefisk har utviklet helt spesielle tilpasninger for lydtrykkfølsomhet, og utgjør det man kaller hørselsspesialister. Torsk er også følsom for lydtrykk, men i betydelig mindre grad enn hørselsspesialistene. Hos laks og ål har svømmeblæren ingen funksjon i hørselssammenheng. Arter uten svømmeblære, som bruskfisk (haier og skater) og flatfisk, er generelt ikke trykkfølsomme. Typiske hørselskurver for fiskearter uten svømmeblære og laks er angitt Figur 4-1. Generelt er alle fisker følsomme for partikkelakselerasjon, og frekvensområdet hvor de kan oppfatte lyd strekker seg trolig langt inn i infralydområdet (<20 Hz). 7

Figur 4-1 Typiske audiogram for fisk uten svømmeblære (rødspette, sandflyndre og vanlig ulke) og fisk med en svømmeblære som i liten grad påvirker hørselssansen (laks). All fisk er følsom for lydens partikkelakselerasjon, og det hørbare frekvensområde strekker seg trolig betydelig inn i infralydområdet (< 20 Hz) for de fleste fiskearter, som illustrert for rødspette (Karlsen, 1992). 4.2 Kunnskap om mulige effekter av sprengningsstøy på fisk Omfattende litteratursøk har ikke klart å avdekke faglitteratur (hverken fagfellevurderte artikler eller tekniske rapporter) som kan vise til eksperimentelle målinger og observasjoner av effekter på fisk i fri sjø fra sprengning på land. Derimot har det i en årrekke blitt gjennomført studier av effekter på fisk fra undervannseksplosjoner, hvorav langt de fleste er i forbindelse med sprenging i fri sjø (Hubbs og Rechnitzer, 1952; Rasmussen, 1967; Kjellsby, 1993; Kjellsby og Kvalsvik, 1997), samt enkelte i tilknytning til sprengning med nedgravd sprengstoff på havbunnen eller i tildekkede borehull (Munday, 1986). Effekter av sprengning er nesten utelukkende beskrevet i den «grå litteraturen» (hovedsakelig rapporter av ulike slag), og er generelt av noe eldre årgang (eksempelvis, Hubbs og Rechnitzer, 1952; Rasmussen, 1967; Yelverton et al. 1975; Kjellsby, 1993; Kjellsby og Kvalsvik, 1997). Den "grå litteraturen" som presenteres i denne rapporten er imidlertid fra studier som hyppig refereres til i fagfellevurderte artikler, samt fra større norske studier som ansees å være av tilfredsstillende vitenskapelig og metodisk kvalitet. 4.2.1 Betydningen av lydsignalets egenskaper Generelt vil et lydsignal fra et kraftig, eksplosjonsartet smell (sprengning, luftkanon eller hamring/peling) innebære et kort og skarpt lydsignal med en ekstremt rask (momentan) stigetid fra signalet starter til det når maksimalverdier av trykk og partikkelbevegelser. Når impulsen forplantes over lengre avstander fra lydkilden, vil lydsignalet gradvis smøres ut i tid, miste skarpheten, og domineres av lavere frekvenser. I grunne områder og i fjorder kan for øvrig propagasjonen bli svært kompleks på grunn av batymetrien, men grunnprinsippet om at lydsignalet vil smøres ut over tid ved lengre avstander fra lydkilden vil være det samme. Graden av skade og atferdsendringer som kan induseres hos fisk avhenger i stor grad av lydstyrken (lydtrykk og partikkelakselerasjon), stigetiden, og om signalfrekvensene ligger innenfor fiskens hørbare område. Lydsignalet fra en undervannseksplosjon vil forandre karakter betydelig om den forplantes via grunnen i stedet for om den forplantes direkte i vann, som vist i Figur 4-2. Lydpulslengden estimert for sprengingssignal for Engebø er ca. 2 sekunder (Madshus, 2008), hvilket kan tyde på at lydsignalet har endret karakter betydelig i skarphet og stigetid etter forplantning gjennom grunnen og ut i fjorden. 8

Figur 4-2 Amplitude som funksjon av tid for en direkte sjokkbølge fra en 350 kg TNT ladning i avstanden 1650 m i trangt farvann med fri sikt (høyre). Sjokkbølgen fra en 130 kg TNT-ladning i avstanden 1000m, skjermet bak en holme (venstre). 4.2.2 Potensielle effekter på fisk Generelt vil kraftig impulsiv lyd og vibrasjoner kunne påvirke fisk på ulike måter og innebære effekter som spenner fra atferdsendringer, fysisk skade og i ytterste konsekvens død. Omfanget av lydpåvirkning avhenger av en rekke elementer, deriblant lydintensitet, lydens egenskaper (akustiske karakteristikker), avstand og plasseringen av fisken i vannsøylen i forhold til lydkilden, samt fiskens størrelse og anatomiske bygning (Yelverton 1975; Hastings og Popper, 2005). Litteratur om effekter av (undervanns-) sprengning på fisk omhandler nesten utelukkende direkte fysiologiske skadeeffekter som kan oppstå ved svært høye lydnivåer. Omfanget av påvirkning blir da typisk målt ved mortalitetsrater (dødelighet) og/eller graden av og typen indre og ytre skader på fisk etter obduksjon (Coker og Hollis, 1950; Rasmussen 1964; Young, 1991; Soldal, 1990; Lewis, 1996; Keevin og Hempen, 1997). Når det gjelder atferdsresponser hos fisk som følge av sprengingslyd er det gjennomført langt færre studier (Kjellsby et. al., 1993). Direkte fysiologiske skader Fisk kan påføres direkte fysiologiske skader (barotraumer) når brå og store trykkvariasjoner endrer volumet av frie og løste gasser i fisken. Trykkvariasjoner vil både kunne endre volumet av frie gasser, som i fiskens svømmeblære, og føre til utfelling (bobledannelse) eller absorpsjon av løste gasser i blodet og kroppsvevet. Dette kan igjen føre til vev- organskader av varierende omfang (se Popper og Hastings, 2009). Fisk med svømmeblære (torskefisk og laksefisk) er derfor generelt mer utsatt for skadeeffekter, enn fisk uten svømmeblære som flatfisk (Popper og Hastings, 2009; Larsen et al.1993). Det er vist at laks er mer motstandsdyktig mot sterk lydpåvirkning enn torsk, noe som har blitt tillagt forskjeller i svømmeblærens oppbygning. Laks har en åpen, mens torsk har såkalt lukket svømmeblære. Lignende forskjeller ble imidlertid ikke påvist i studien av Yelverton et al. (1975) for to andre fiskearter med henholdsvis åpen og lukket svømmeblære. Dødelighet som følge av sprenging vil også i stor grad avhenge av fisken størrelse og kroppsmasse, og generelt vil små fisk være mer sårbare enn større fisk (Yelverton et al., 1975). Atferdsresponser Atferdsresponser hos fisk på pulset lyd (i motsetning til kontinuerlig lyd) kan omfatte endringer i hjerte og respirasjonsrytme, stress, redusert spiseeffektivitet, frysatferd (fisken slutter å bevege seg/fryser til) og økt svømmeaktivitet. Graden av atferdsresponser over tid er imidlertid vanskelig å forutsi siden dette vil være relatert til mange forhold som lydeksponeringsnivå, fiskenes hørselsevne, levevis (pelagisk, 9

bentisk), lydtilvenning/habituering, reproduktiv status med mer (Popper og Hastings, 2009; Dalen et al., 2008.). Når Soldal et al. (1990) undersøkte atferd hos laks i forbindelse med undervannssprengning, ble det ikke observert påfallende atferdsendringer annet enn en svak dykking under selve sprengingen. Trykkverdiene som ble målt i merden var om lag 470 Pa (tilsvarende 173 db ref. 1µPa). At lydpulsen var dominert av lave frekvenser (<300 Hz) og en relativt lang stigetid (ca. 5 ms) tydet på at lydsignalet hovedsakelig hadde forplantet seg i gjennom grunnen. På bakgrunn av en serie studier oppsummerte Kjellsby (1993) den ventelige sammenhengen mellom lydtrykknivåene og korresponderende effekter fra sprengninger på fisk, primært torsk og laks (Tabell 4-1). Grenseverdier som er implementert i nordamerikansk forvaltning for å unngå skade på fisk og fiskeegg er også anvist i tabellen. Tabell 4-1 Sammenhengen mellom lydtrykknivåene og forventede korresponderende effekter fra sprengninger på fisk, fra Kjellsby 1993. Gjelder under forhold med lav omgivelsesstøy og for voksen, frisk fisk som ikke er overfôret. Det antas at verdiene er lydtrykk-toppverdier (peak-), men dette kommer ikke klart frem av rapporten. Benevninger: db ref. 1µPa: lydtrykk relatert til referansenivå i sjøen, Pa: Pascal = N/m 2, B: bar. Lydtrykknivå db ref. 1 μpa Effekter Lydtrykk Pa: Pascal (N/m 2 ) 260 ------------------------------------------------------------------------- 10 M Stor risiko for spontan død etter en enkel sprengning. Fisk med lukket svømmeblære (torsk) er mer utsatt enn fisk med åpen svømmeblære (laks). 240 ------------------------------------------------------------------------- 1 M Indre skader som kan heles eller ikke, men fare for død ved gjentatte sprengninger. 220 ------------------------------------------------------------------------- 100 k (1) 200 Mindre eller ingen fysiske skader, men stressbelastning ved gjentatte sprengninger. 10 k (2) 180 ------------------------------------------------------------------------- 1 k Fisk venner seg til støybelastningen ved gjentatte sprengninger. 160 ------------------------------------------------------------------------- 100 140 10 Fisken hører sprengningene men reagerer lite. 120 1 100 ------------------------------------------------------------------------- 0,1 Fisken hører ikke sprengningene. Eksempler på grenseverdier benyttet i Nord-Amerika for å begrense skade på fisk: 1) Wright, D.G., Hopky, G.E. 1998. Guidelines for the use of explosives in or near Canadian fisheries. a) 14.5 psi (100 k Pa) toppverdi maksimalt tillatt trykk frembrakt av eksplosjoner i nærheten av vann/sjø som er habitat for fisk, b) 13 mm/s toppverdi maksimalt tillatt partikkelhastighet (vibrasjon) i grunnen ved gyteområder med fiskeegg. 2) Alaska department of fish and game. 1991. Blasting standards for the protection of fish. a) 2.7 psi (18.6 k Pa) toppverdi grenseverdi for å frembringe spontane trykkforandringer i fiskers svømmeblære. b) 0.5 ips (12,7mm/s) maksimalt tillatt partikkelhastighet (vibrasjon) i grunnen ved gyteområder med fiskeegg. 10

4.3 Generell kunnskap om skremmeeffekter Tidligere beregnede lydnivåer for Engebø-prosjektet (Madshus, 2008) tilsier at eventuelle effekter på fisk i Førdefjorden utelukkende dreier seg om atferdsendringer (responser), særlig såkalte skremmeeffekter (Dalen, 2009). I følge Kjellsby og Kvalsvik (1997) blir begrepet skremmeterskel benyttet forskjellig av ulike forfattere, der enkelte forfattere (deriblant Enger et al., 1991) henviser til det laveste lydnivå der en fisk reagerer ved at hjertet hopper over et slag. Dette nivået antas å ligge mellom 160 180 db ref 1µPa for både torsk og laks. "Lydindusert startle-atferd" (C-respons) er en sterk unnvikelse og fluktrespons hos fisk, og utløses av plutselige og sterke lydstimuli som fisken oppfatter via sine indre ører. Det er en automatisk, reflektorisk atferdsrespons som i begrenset grad kan undertrykkes eller på annen måte moduleres (se Karlsen og Eckroth, 2011). I norsk forvaltningssammenheng har terskelverdier for å utløse startle-atferd blitt benyttet som kriterier for å beregne skremmeavstander, relatert til effekter av offshore seismikkvirksomhet på fiskeri. I en slik sammenheng innebærer skremmeavstander den avstand fra lydkilden der lydpulser er på nivået for å utløse C-responser hos fisk, betinget av raskt stigende lydpulser, ingen lydtilvenning/habituering og ingen maskeringseffekter av bakgrunnsstøy (se Dalen, 2008). Karlsen og Eckroth (2011) undersøkte terskelverdier for lydindusert hurtig fluktrespons (C-respons) hos ulike arter og hørselsgrupper av fisk. De observerte blant annet at terskelverdiene for å utløse startleatferd ved 160 Hz lydpulsstimulering økte betydelig ( 20 db) med økende lydpulsstigetid (18-60 ms) hos hvitting og brisling, og var tilnærmet upåvirket av undersøkte pulsvarigheter (18-250 ms). Dette innebærer at terskelverdier for startle-atferd vil øke med økende kildeavstand, siden stigetiden til en lydpuls øker med økende avstand til en lydkilde. Hos fisk som kun er følsomme for lydens partikkelbevegelse, kan lydindusert hurtig fluktatferd utløses ved partikkelakselerasjoner over ca. 0,1 m/s 2. Det er imidlertid viktig å være klar over at terskelverdier for C-responser hos fisk øker betydelig ved økende stigetid på en lydpuls (en konsekvens av økende kildeavstand) og ved økende bakgrunnsstøy (Karlsen & Eckroth, 2011). De estimerte lydnivåene fra sprengningsmønster, slik referert i konsekvensutredningen for Engebøprosjektet, er under lydtrykk- og partikkel-akselerasjonsnivåene for fysiske skader på fisk, men over nivåene for å utløse skremmeatferd og hurtig fluktatferd hos fisk med og uten svømmeblære (Tabell 4-2). Imidlertid kan de estimerte pulsvarighetene tyde på at stigetiden til sprengningspulsene er blitt betydelig forlenget, dvs. at lyden har mistet den umiddelbare, skarpe innledningen som er viktig for at lyden skal kunne frembringe skremmeeffekter. Dermed vil ikke nødvendigvis de oppgitte lydtrykk- og partikkel-akselerasjonsnivåene føre til skremmeeffekter. Tabell 4 2 Estimerte verdier for lyd fra sprengning ved Engebø (Madshus, 2008; Dalen, 2009). Beregningene er foretatt for et område i fjellsiden/bunnen på nordsiden av fjorden ved Engebøneset, hvor det antas at de kraftigste vibrasjonene vil forkomme. Verdier for partikkel-akselerasjoner er beregnet av DNV GL Noise and vibrations ut i fra de estimerte lydtrykkverdiene og respektive frekvenser. Partikkelhastighet m/s Frekvens Hz Pulsvarighet s Lydtrykk Pa Lydtrykknivå spissverdi db re 1 μpa Partikkelakselerasjon m/s 2 * 1,5. 10-3 m/s 15-30 Ca. 2 2300 187,2 2,5. 10-3 15-30 Ca. 2 38000 191,6 14,1*10-2 m/s 2, ved 15Hz 28,3*10-2 m/s 2, ved 30Hz 23,6*10-2 m/s 2, ved 15Hz 47,1*10-2 m/s 2, ved 30Hz 11

5 KONKLUSJON Bergverksrelatert industri forekommer ved mange fjorder som er klassifisert som nasjonale laksefjorder uten at det har blitt gitt spesifikke pålegg fra myndighetene vedrørende støypåvirkning på fisk. Heller ikke i fjorder med utbredt oppdrett av laksefisk er det gitt slike pålegg. Konsekvenser for fisk som følge av sprengning på land har i liten grad blitt vektlagt i forbindelse med driftstillatelser knyttet til andre virksomheter (bygg- og anlegg mm). DNV GL kjenner ikke til dokumenterte negative effekter på nasjonale laksefjorder, oppdrettsanlegg eller liknende virksomheter som følge av støypåvirkning fra sprengning på land. Det er foretatt en gjennomgang av kunnskap om effekter på fisk av sprengning der litteraturen i all hovedsak er knyttet til sprengning i vann. Madshus (2008) estimerte lydnivåer for Engebøprosjektets initielle sprengningsmønster og Dalen (2009) vurderte disse til å være over terskelverdier for skremmeeffekter for torsk og laks. Slike terskler er i stor grad basert på studier der fisk har blitt stimulert med brå og skarpe lydpulser med kort stigetid. Denne rapporten konkluderer med at lydnivåene (lydtrykknivå og partikkelakselerasjon) er over terskelverdi for å utløse fluktresponser hos fisk (torsk, laks og ål), men påpeker at lydens stigetid (skarpheten hvor brått lyden kommer på) vil være helt avgjørende i denne sammenheng. Lydens skarphet er avgjørende for hvilket lydnivå som faktisk vil utøse atferdsresponser som hurtig fluktatferd. Beregningene for Engebø tilsier at sprengingslyden vil endre karakter betydelig etter å ha forplantet seg gjennom berggrunn og ut i vann, hvilket innebærer at stigetiden (skarpheten) på lydpulsen reduseres. Dette vil igjen kunne medføre at terskelverdien for å utløse skremmeatferd for hurtig fluktrespons heves og at skremmeeffekten dermed ikke nødvendigvis vil forekomme. Vurderingene som er gjort i denne rapporten og tidligere (Dalen, 2009) er basert NGIs estimater for lydtrykk ved initielt spredningsmønster. Senere er det vist i Nordic Minings rapport for oppdatert sprengingsmønster at salvestørrelsen kan reduseres. Dette kan gi lavere lydtrykk, men det er ikke beregnet hvilken reduksjon dette vil gi for lydtrykket. 12

6 REFERANSER Alaska department of fish and game. 1991. Blasting standards For the protection of fish. Coker, C. M., and E. H. Hollis. 1950. Fish mortality caused by a series of heavy explosions in Chesapeake Bay. Journal of Wildlife Management 14:435-444. Dalen, J., Hovem, J.M., Karlsen, H.E., Kvadsheim, P.H., Løkkeborg, S., Mjelde, R., Pedersen, A. og Skiftesvik, A.B. 2008. Kunnskapsstatus og forskningsbehov med hensyn til skremmeeffekter og skadevirkninger av seismiske lydbølger på fisk og sjøpattedyr. (Engelsk sammendrag og figurtekster). Rapport til Oljedirektoratet, Fiskeridirektoratet og Statens Forurensningstilsyn fra spesielt nedsatt forskergruppe. Bergen 19. desember 2008. 69 s. Dalen, J. 2009. Utvinning av rutil i Engebøfjellet, Naustdal kommune Vurdering av effekter på fisk i oppdrettsanlegg i Førdefjorden. Havforskningsinstituttet, teknisk notat 835-776/20009, Bergen, 10-02- 2009. Dalen, J. 2012. Utredning for Statens Vegvesen, Region Vest tilknyttet prosjekt «Tunnel Fv7, Haukaneberget, Granvin». Energi- og miljøkomiteen, 2003. Innstilling fra energi- og miljøkomiteen om opprettelse av nasjonale laksevassdrag og laksefjorder. St.prp. nr. 79. Enger, Per S.; Karlsen, Hans Erik; Knudsen, Frank R. & Sand, Olav (1993). Detection and reaction of fish to infrasound. ICES Marine Science Symposia. ISSN 0906-060X. 196, s 108-112 Fisheries Hydroacoustic Working Group (FHWG), 2008. Agreement in Principle for Interim Criteria for Injury to Fish from Pile Driving Activities. http://www.dot.ca.gov/hq/env/bio/fisheries_bioacoustics.htm Hastings, M. C. and Popper, A. N. (2005). Effects of sound on fish. Report to Jones and Stokes for California Department of Transportation, January 2005. 82pp. H. E. Karlsen and J. R. Eckroth, 2011. Terskelverdier for Lydpulsindusert Startle-Atferd Hos Ulike Arter og Hørselgrupper av Fisk, og Effekter av Lydpulser på Spisemotivasjon, Report to the Norwegian Petroleum Directorate, 2011. Hubbs, C.L. and Rechnitzer, A.B. 1952. Report of experiments designed to determine effects of underwater explosions on fish life. Calif. Fish and Game, Vol. 38, 333-365. Keevin, T.M. & G.L. Hempen. 1997. The Environmental Effects of Underwater Explosions With Methods To Mitigate Impacts. U.S. Army Corps of Engineers, St. Louis District, St. Louis, MO Kjellsby, E. 1993. Akustisk eksponering av fisk ved undervannssprengninger. FFI/RAPPORT-93/2004. Horten 23. desember 1993. 61 s. inkl. 11 vedlegg. Kjellsby, E og Kvalsvik, K. 1997. Begrensning av skade på marin fauna ved undervannssprengninger. FFI/RAPPORT-97/04847. Horten 21.10.97: 35 s. inkl. 5 vedlegg. Knudsen, F. R., Enger, P. S. & Sand, O. (1992). Awareness reactions and avoidance responses to sound in juvenile Atlantic salmon, Salmo salar L. Journal of Fish Biology 40, 523 534. Lewis, J.A. 1996. Effects of underwater explosions on life in the sea. 38 pp. Melbourne, Victoria: Dept. of Defence, Defence Science and Technology Organisation. Madshus, C. 2008. Virkning på fisk - Estimerte vibrasjoner på sjøbunn fra sprengning i Engebøfjellet. NGI, teknisk notat 20081121, Oslo, 03-06-2008, revidert 2009-02-10. Miljøverndepartementet, 2006. Om vern av villaksen og ferdigstilling av nasjonale laksevassdrag og laksefjorder. St.prp. nr. 32. Munday, D.R., Ennis, G.L., Wright, D.G., Jeffries, D.C., McGreer, E.R., and Mathers, J.S. 1986. Development and Evaluation of a Model to Predict Effects of Buried Underwater Blasting Charges on Fish 13

Populations in Shallow Water Areas. Canadian Technical Report of Fisheries and Aquatic Sciences No. 1418. 72 s. Multiconsult, 2012. Biologiske konsekvenser av dumping av sprengstein i Granvinsfjorden. Rapport til Statens vegvesen Region vest. Rapport nr. 613859 / 01. OSPAR (2009), OSPAR Commission: Overview of the impacts of anthropogenic underwater sound in the marine environment. Popper, A. N., T. J. Carlson, A. D. Hawkins, B. L. Southall, and R. L. Gentry. 2006. Interim Criteria for Injury of Fish Exposed to Pile Driving Operations: A white paper. Popper, A. N. and Hastings, M. C. 2009. Effects of anthropogenic sources of sound on fishes. J. Fish Biol. 75:455-498 Rasmussen, B. (1967). The effect of underwater explosions on marine fauna. Translated from Norwegian, Bergen, Norway, 17 pp. Soldal, A.V. 1990. Minesprengning ved Helligvær, effekten på laks i merd. Fiskeriteknologisk forskningsinstitutt, rapport 6170, Bergen 02.07.90: 28 s. inkl. 4 vedlegg. Wright, D. G. 1982. A discussion paper on the effects of explosives on fish and marine mammals in the waters of the Northwest Territories. Canadian Technical Report of Fisheries and Aquatic Sciences: 1052. Winnipeg, Manitoba Wright, D.G., Hopky, G.E. 1998, Guidelines for the use of explosives in or near Canadian fisheries waters. Canadian Technical Report of Fisheries and Aquatic Sciences 2107, 1998. Young, G.A., 1991. Concise methods for predicting the effects of underwater explosions on marine life. Naval Surface Warfare Center (NAVSWC), 91-220. Yelverton, J. T., D. R. Richmond,W. Hicks, K. Saunders, and E. R. Fletcher. 1975. The relationship between fish size and their response to underwater blast. Defense Nuclear Agency, Washington, D.C. 14

ABOUT DNV GL Driven by our purpose of safeguarding life, property and the environment, DNV GL enables organizations to advance the safety and sustainability of their business. We provide classification and technical assurance along with software and independent expert advisory services to the maritime, oil and gas, and energy industries. We also provide certification services to customers across a wide range of industries. Operating in more than 100 countries, our 16,000 professionals are dedicated to helping our customers make the world safer, smarter and greener. 15